Avaluació de la capacitat de segrest de carboni d’un sòl ... · La demanda de recursos...
90
Avaluació de la capacitat de segrest de carboni d’un sòl restaurat amb fangs de depuradora: Estabilitat de la matèria orgànica Carmen Rosa Medina Carmona Bellaterra, 2010
Transcript of Avaluació de la capacitat de segrest de carboni d’un sòl ... · La demanda de recursos...
Avaluació de la capacitat de segrest de carboni d’un sòl restaurat amb
fangs de depuradora: Estabilitat de la matèria orgànica
Carmen Rosa Medina Carmona
Bellaterra, 2010
2
Avaluació de la capacitat de segrest de carboni d’un sòl restaurat amb fangs de
depuradora: Estabilitat de la matèria orgànica
Memòria del projecte de final de carrera presentat per Carmen Rosa Medina Carmona
Llicenciatura de Ciències Ambientals
Director del projecte, Oriol Ortiz i Perpiñà
Profesor Lector d’Edafologia
Departament de Biologia Animal, de Biologia Vegetal i d’Ecologia Unitat d’Ecologia
Universitat Autònoma de Barcelona
Facultat de Ciències
Bellaterra, 2010
3
Al meu cel i a la meva terra Dani
A mi madre i als meus pares catalans
4
...se convenció de que los seres humanos no nacen de una vez por todas
el día en que sus madres los dan a luz, sino que la vida los obliga una y otra vez
a darse a luz a sí mismos Gabriel García Márquez
- El amor en los tiempos del cólera -
En lo que respecta a mí, sólo sé que los milagros existen
Walt Whitman
5
Agraïments
En primer lloc vull donar-li les gràcies al meu tutor Oriol Ortiz perquè la seva ajuda i total disposició m’han facilitat molt la realització d’aquest projecte. No només per haver compartir amb mi el seus coneixements i experiència en el camp de la restauració dels sòls amb fangs de depuradora i el paper de la matèria orgànica, sinó també per la confiança i per donar-me tota la llibertat i deixar-me treballar al meu aire i ritme. També vull agrair a Josep Maria Alcañiz per donar-me la oportunitat de fer aquest projecte en el seu grup de investigació del CREAF.
Quiero agradecer a toda mi familia, tanto a la colombiana como a la catalana, por todo el cariño y ayuda que me dais, pero en especial a mi madre i a mi esposo. A mi madre por su amor, su entrega, grandes esfuerzos y por soñar con mis sueños, por enseñarme los valores como el trabajo honesto y la perseverancia, mami, este trabajo es uno de los últimos pasos para ser una profesional como tú siempre lo has querido. A Dani por ser mi todo.
Vull agrair a Ester, a Idoia i a Marta per la seva amistat, per la seva ajuda i els ànims que m’han donat quan tanta falta en feien i, com no, per tots aquells moments de riure histèric que ens ajudàven a alliberar tensió.
También quiero agradecer muy especialmente a mis profesores del Gidelca que sembraron en mí la fascinación por la ciencia.
6
ÍNDEX
Agraïments 5
Índex 6
Índex de taules 8
Índex de figures 9
1. Introducció 10
1.1. La restauració d’activitats extractives 10
1.2. Utilització de fangs en el procés de restauració de pedreres 11
1.3. Característiques generals dels fangs de depuradora 12
1.3.1. Obtenció, tractament i composició dels fangs 12
1.3.2. Utilització dels fangs i la seva problemàtica 17
1.4. Implicacions dels sòls calcaris en la restauració amb fangs 18
1.5. Marc legal 19
1.5.1. Restauració d’activitats extractives 19
1.5.2. Utilització de fangs de depuradora en la restauració 19
1.6. La matèria orgànica del sòl 201.7. Estabilitat de la matèria orgànica i el segrest de carboni al sòl 221.8. Mecanismes d’estabilització de la matèria orgànica al sòl 24
1.8.1. Estabilització química 26
1.8.2. Estabilització bioquímica 31
1.8.3. Estabilització o protecció física 35
1.9. Saturació de carboni i el models de la dinàmica de la matèria orgànica del sòl 361.10. La matèria orgànica i els fangs de depuradora 37
2. Objectius 40
2.1. Objectiu general 40
2.2. Objectius específics 40
3. Descripció de la zona d’estudi 41 4. Metodologia 42
4.1. Disseny experimental 424.2. Caracterització del sòl i fangs utilitzats per a la restauració 434.3. Caracterització i anàlisi dels sòls restaurats 444.4. Determinació del contingut de Carboni orgànic oxidable total (Corg total) 454.5. Determinació del contingut de Carboni no hidrolitzable (CNH) 454.6. Carboni extractable amb sulfat de potassi (C-K2SO4) 454.7. Carboni extractable amb cloroform (C-CHCl3) 464.8. Activitat Respiratòria Potencial (ARP) 464.9. Coeficient de Mineralització del Carboni (CMC) 464.10. Quocient metabòlic microbià (qCO2) 46
7
4.11. Paràmetres del model de mineralització de la MOS: Taxa de mineralització (k) i temps mitjà de residència (TMR)
47
5. Resultats 48
5.1. Carboni orgànic oxidable total (Corg total) 48
5.2. Carboni no hidrolitzable (CNH) 49
5.3. Carboni extractable amb sulfat de potassi (C-K2SO4) 50
5.4. Carboni extractable amb cloroform (C-CHCl3) 50
5.5. Activitat Respiratòria Potencial (ARP) 50
5.6. Coeficient de Mineralització del Carboni (CMC) 51
5.7. Quocient metabòlic microbià (qCO2) 515.8. Paràmetres del model de mineralització de la MOS: Taxa de mineralització (k) i temps mitjà de residència (TMR)
51
6. Discussió 52 7. Conclusions 57 8. Referències 58 9. Acrònims 64 10. Annexos 65
10.1. Taules amb informació referent a les característiques dels fangs de depuradora 65
10.2. Normatives autonòmiques i estatals en matèria de gestió i de control de la
restauració de sòls degradats per les activitats extractives
66
10.3. Procediments dels mètodes analítics utilitzats per a la caracterització dels sòls
restaurtats amb fangs de depuradora
67
10.3.1. Oxidació via humida 67
10.3.2. Hidròlisi àcida 67
10.3.3. Fumigació i extracció 68
10.3.4. Oxidació via humida segons Vance et al. (1987) 68
10.3.5. Incubació i captació del CO2 amb NaOH 69
10.4. Document del tercer Draft de la Directiva comunitària sobre la utilització de fangs
de depuradora en la restauració de sòls.
70
10.5. Pressupost del projecte 89
8
Índex de taules Taula 4.1. Paràmetres químics i físics dels sòls i fangs utilitzats en la restauració ...............................................43 Taula 4.2. Paràmetres químics i biològics en que s’ha fonamentat l’estudi de la capacitat de segrest de carboni i la qualitat de MO del sòl restaurat amb fangs de depuradora amb les seves unitats i els mètodes analítics utilitzats ..............................................................44 Taula 5.1. Resultats dels paràmetres químics i biològics analitzats a les mostres de l’any 1992 en funció de la dosi de fangs aplicades amb els seus respectives errors expresats com la seva desviació estàndar i els valors de significança estadística obtinguts mitjançant un anàlisi de variància ..................................................................48 Taula 5.2. Resultats dels paràmetres químics i biològics analitzats a les mostres de l’any 2009 en funció de la dosi de fangs aplicades amb els seus respectives errors expresats com la seva desviació estàndar i els valors de significancia estadística obtinguts mitjançant un anàlisi de variància .................................................................49 Taula 10.1. Composició mitjana, valor màxim, valor mínim i desviació estàndard d’una mostra àmplia dels fangs aeròbics i anaeròbics urbans produïts a Catalunya....................................................................................................................................................65 Taula 10.2. Contingut mitjà (interval de confiança) de metalls pesants en fangs d’EDAR anaeròbics i aeròbics de Catalunya expressats en mg kg-1, i comparació amb els valors límit establerts en l’esborrany del document de treball sobre fangs elaborat per la UE ...................................................................................................................65
9
Índex de figures
Figura 1.1. Etapes d’una EDAR amb procés biològic que disposa de tractament de digestió anaeròbica i compostatge de fangs...............................................................................................................13 Figura 1.2. Tractament i les diferents vies de gestió dels fangs d’una EDAR. Adaptat de Bonmatí et al.,2009.................................................................................................................................16 Figura 1.3. Principals mecanismes d’estabilització de la MOS. Font: Six et al., 2002......................................26 Figura 1.4. Dinàmica de l’estabilització o segrest de la MOS relacionada amb els mecanismes de protecció i el nivell de saturació. Font Six et al., 2002.Els diferents mecanismes de protecció de la MOS apareixen aquí descrits com a “Silt + clay” (protecció química), “Microaggregate” (Protecció física) i “Biochemically” (Protecció bioquímica o humificació). El terme “Non-protected” fa referència a la matèria orgànica particulada o light....................................................37 Figura 3.1. Ortofotomapa de la zona on s’ubica la pedrera i l’EDAR. Font: Institut Cartogràfic de Catalunya (ICC)..........................................................................................................41 Figura 4.1. Esquema dels tractaments provats en l’aplicació dels fang en la restauració. La dosi de fang de 7,5% s’anomena 7 i la del 15% s’anomena 15. Font: Adaptat d’Ortiz, 1998.....................42 Figura 5.1. Carboni orgànic oxidable total quantificat pels diferents tipus de tractament en els dos periodes de temps, 1992 i 2009. ..............................................................................................48 Figura 5.2. Carboni no hidrolitzable quantificat pels diferents tipus de tractament en els dos periodes de temps, 1992 i 2009. ..............................................................................................50 Figura 6.1. Imatges que mostran les característiques descriptives i les diferentes formes de MOS on es pot observar les restes de fangs que es senyalitzen amb la lletra L. Font: Cruz, 2010. ...............................55
10
1. INTRODUCCIÓ
1.1. La restauració d’activitats extractives
La demanda de recursos minerals, àrids de trituració, graves, aglomerats asfàltics i altres matèries
primeres que s’han fet imprescindibles per a la vida quotidiana i la dinàmica econòmica de la
societat actual, han propiciat el desenvolupament d’un gran nombre d’activitats extractives.
A Catalunya, hi ha força recursos minerals que tradicionalment han estat explotats en funció de la
demanda: la roca calcària com a matèria primera per a la fabricació de ciment, els granits per a la
fabricació de formigó o com a material constructiu divers, les argiles amb aplicacions en la
indústria de la ceràmica, la creta i la potassa com a primeres matèries en la indústria química, les
roques ornamentals entre altres (Departament de Medi Ambient i Habitatge, 2006).
El procés extractiu però, comporta una sèrie d’afeccions al medi ambient que es manifesten en
forma de diversos impactes ambientals des del començament de l’explotació. Els efectes més
persistents i visibles són la modificació del relleu original, la pèrdua de la coberta vegetal i del sòl,
amb els posteriors problemes d’erosió, afecció a la flora, la fauna i a les aigües superficials i
freàtiques (Alcañiz et al., 2008).
El Parlament de Catalunya va aprovar la Llei 12/1981, que constitueix la primera normativa
específica de l’Estat espanyol dedicada a la protecció i a la restauració dels espais afectats per
activitats extractives. Aquesta normativa es va fonamentar en la necessitat de preveure i de
pal·liar les conseqüències negatives que les activitats extractives tenen sobre el medi natural i
d’assegurar que els espais afectats per aquestes activitats retornen al medi un cop finalitzada
l’explotació. La normativa restauradora per als espais afectats per activitats extractives vigent a
Catalunya és pionera en matèria de protecció ambiental i, obliga totes les activitats extractives en
actiu a corregir aquestes afeccions mitjançant l’aplicació d’un programa de restauració. Les
activitats de restauració han anat incorporant conceptes de l’anomenada Ecologia de la Restauració,
com diversitat, successió o resiliència, que van orientant els treballs vers una integració més
harmònica a l’entorn natural de l’àrea afectada.
A més, el reconeixement recent del paisatge com un valor natural i econòmic reforça la
importància de plantejar les restauracions de les activitats extractives en un context territorial.
D’altra banda, la restauració progressiva integrada dins de les etapes d’explotació, permet
optimitzar els costos i accelerar la recuperació de les àrees degradades.
Des de l’any 19831 fins al 1996, la superfície ocupada per les activitats extractives (en qualsevol
dels seus estadis d’explotació possibles) havia evolucionat fins a ocupar potencialment 9.137 ha,
un 0,29 % de la superfície de Catalunya. Al desembre de 1996, la superfície afectada al territori
català per pedreres era de 6416,98 ha, un 0,20% de la superfície total del país (Ortiz, 1998).
1 Data d’inici de l’aplicació de la normativa restauradora, la Llei 12 de 1981.
11
Convé afegir, a més, que a 31 de desembre de 1996 un 42,8% de les explotacions, que cobrien un
52,82% de la superfície total afectada, no havien iniciat encara els seus programes de restauració,
dada que demostrava la gran necessitat de dissenyar procediments viables i adequats de
restauració dels sòls afectats per aquestes activitats. Cal tenir en compte que la superfície de les
activitats extractives autoritzades inclou el perímetre total teòric, tot i que l’explotació es fa,
generalment, de forma fraccionada.
La restauració comprèn tres fases principals: el modelatge de la morfologia final del terreny, la reposició del
sòl i la recuperació de la vegetació mitjançant sembres i plantacions, si és necessari. La reposició de la
capa més superficial del sòl natural, anomenada “terra vegetal” pel sector, és un dels aspectes clau
per a l’èxit de la restauració, ja que té una influència determinant sobre la composició florística i el
creixement de les plantes. També s’utilitzen sovint materials minerals de rebuig de la mateixa
activitat extractiva com a formadors de sòls en la restauració. Són el que el sistema de classificació
de sòls de la FAO anomena Tecnosòls. Aquests materials solen presentar granulometries
desequilibrades i deficiències de nutrients que cal corregir fent mescles amb altres terres o
materials, i amb la incorporació d’esmenes orgàniques o adobs. Com a esmenes orgàniques es
poden utilitzar fems, restes vegetals triturades, diversos tipus de composts, i també fangs de
depuradores urbanes. Quan les terres o els substrats són pobres, els fangs de depuradora,
convenientment dosificats i ben incorporats, poden ser molt útils per adobar aquestes terres, ja
que aporten nitrogen i fòsfor, estimulen l’activitat microbiana i contribueixen a incrementar la
quantitat de matèria orgànica del sòl (Alcañiz et al., 2008).
La recerca d’alternatives viables i econòmicament assumibles per a la restauració de sòls afectats
per activitats extractives ha passat, entre altres, per l’assaig de la viabilitat de la utilització dels
fangs de depuradora d’aigües residuals urbanes, en la restauració de pedreres de calcaria
(Comellas et al., 1994).
1.2. Utilització de fangs en el procés de restauració de pedreres
Un dels principals problemes medi ambientals que existeix en la societat actual és el de la gestió
de qualsevol tipus de residu i sense que aquesta gestió suposi un perjudici per a l’entorn, ja sigui
pel mateix ambient natural o per a la salut humana. Entre els residus de difícil eliminació es
troben els fangs de depuradora d’aigües residuals urbanes i industrials, que amb l’augment de la
població i el desenvolupament industrial, han incrementat considerablement el seu volum de
producció (Comellas et al., 1994).
L’ús de fangs en restauració de terrenys degradats s’ha de fer només en la proporció necessària
per adobar els sòls, i no per desprendre’s d’aquest residus. En realitat, l’ús de fangs en restauració
és una via de valorització que els converteix en adobs orgànics (Alcañiz et al., 2008).
12
Fins l’any 2005, s’estima que s’havien aplicat unes 50.000 tones de fangs de depuradora en la
restauració de diferents activitats extractives a Catalunya, quantitat que representa una quantitat
baixa en comparació amb els fangs que es destinen anualment a adobar sòls agrícoles.
Els fangs de depuradora són uns residus sotmesos a uns controls de qualitat periòdics que
permeten seleccionar aquells que compleixen tots els requeriments que fixa la normativa legal
vigent per a ús agrícola. Malgrat que l’ús de fangs en la restauració d’activitats extractives suposa
un risc menor que en l’agricultura, no per això han de ser de pitjor qualitat, de manera que només
s’utilitzaran en restauració fangs que també siguin aptes per adobar sòls agrícoles. A més, la
informació analítica disponible sobre els fangs sol ser millor que aquella de què es disposa sobre
altres residus orgànics com fems, purins o determinats tipus de materials que també s’utilitzen en
restauració, i això, permet calcular les dosis necessàries amb prou precisió.
L’ús dels fangs en la restauració d’espais degradats, en comparació a l’ús agrícola, es caracteritza
per aportacions relativament altes en comparació amb el seu ús com a adobs, però úniques per
unitat de superfície. Aquestes aplicacions tenen poca dependència estacional i limiten la dispersió
de contaminants, ja que s’apliquen a àrees molt localitzades i en una superfície màxima de 2 ha
any-1 per activitat extractiva.
1.3. Característiques generals dels fangs de depuradora
1.3.1. Obtenció, tractament i composició dels fangs
En la depuració de les aigües residuals es duen a terme una sèrie de processos que van millorant
la qualitat d’aquesta fins a obtenir una aigua depurada amb unes característiques fisico-químiques
aptes per al seu retorn al medi o per a altres usos. En les diferents etapes d’aquests processos es
van generant els fangs, els quals estan constituïts per partícules minerals fines i una quantitat
important de matèria orgànica. Per tant, es pot definir els fangs com un subproducte del procés
de depuració de l’aigua residual, els quals caldrà tractar per tal de reduir-ne el volum i estabilitzar
en la mesura del possible la matèria orgànica que conté (Alcañiz et al., 2008).
Una Estació Depuradora d’Aigües Residuals (EDAR) urbana en general consta de dues línies de
tractament diferenciades: la línia d’aigua i la línia de fangs. En la línia d’aigua, la tipologia de l’aigua
residual pot ser segons el seu origen domèstica, industrial o el que és més freqüent, una barreja de
les dues anteriors en diferents proporcions.
Les etapes més freqüents per les quals ha de passar l’aigua residual durant el seu procés de
depuració s’il·lustren en la figura 1.1, i són les següents:
a) Pretractament: s’eliminen els sòlids voluminosos, les sorres i graves i part dels greixos
mitjançant tractaments físics com ara tamisat, precipitació física forçada, separació
amb injecció d’aire, etc.
13
b) Decantació primària: es realitza generalment, en basses circulars (decantadors
primaris) de fons cònic, on una part de la matèria orgànica (MO) i inorgànica que
porta en suspensió l’aigua residual es diposita al fons per l’efecte de la gravetat. Les
depuradores biològiques poden incloure aquesta etapa, o no, en funció del grau de
contaminació de l’aigua. El fang obtingut en aquesta etapa s’anomena fang primari.
c) Depuració biològica: l’aigua arriba des del pretractament o des del decantador
primari a un reactor on la MO continguda a les aigües residuals es digereix mitjançant
l’activitat biològica dels microorganismes presents. Aquesta activitat s’optimitza amb
la incorporació d’aire, de manera que es produeix un ràpid creixement microbià
alimentat per aquesta MO i, en conseqüència, disminueix considerablement la seva
concentració. Això, dóna lloc a grans flocs de material en suspensió que es separen en
la decantació secundària. Dins d’aquest procés també es pot aconseguir la reducció
dels compostos de nitrogen, fòsfor i altres nutrients presents a l’aigua residual.
d) Decantació secundària: és un procés molt semblant a la decantació primària, on es
produeix la separació de l’aigua depurada dels fangs biològics. El producte que s’obté
s’anomena fang biològic o fang secundari.
e) Tractament terciari: és el tractament més avançat de depuració de les aigües residuals.
L’objectiu d’aquest tractament és garantir la desinfecció de l’aigua, aconseguint una
qualitat superior a la dels tractaments convencionals, que la faci apte per a la seva
reutilització per a usos que no requereixen una qualitat d’aigua potable.
Figura 1.1. Etapes d’una EDAR amb procés biològic que disposa de tractament de
digestió anaeròbica i compostatge de fangs.
14
Quant a la línia de fangs, i segons el disseny que tingui, es poden generar fangs primaris,
secundaris o mixtos. En aquesta línia de tractament els fang són sotmesos a les següents
operacions i processos:
a) Recirculació: una part dels fangs del decantador secundari són retornats al reactor
biològic per assegurar l’activitat metabòlica dels microorganismes.
b) Espessiment: l’excés de matèria decantada es purga des dels decantadors i es
bombejada fins a uns espessidors on mitjançant l’acció física de la gravetat o bé per
flotació, s’homogeneïtzen i es concentren per reduir-ne el volum i poder tractar-los
posteriorment amb més eficàcia. Aquest tractament permet obtenir fangs amb una
concentració al voltant del 5% de matèria seca.
c) Digestió: els fangs espessits són conduïts a un reactor per estabilitzar-los, reduint la
seva part biodegradable. Aquest és un procés que es realitza aprofitant l’activitat
biològica dels mateixos microorganismes presents als fangs. Pot ser de tipus aeròbic o
anaeròbic, segons es desenvolupi en presència o no d’oxigen, i mesòfil o termòfil
depenent de la temperatura en la que es desenvolupa el procés.
d) Deshidratació: permet reduir el contingut d’aigua del fang minimitzant així la
quantitat de residu generat a la depuradora i millorant-ne molt significativament les
condicions de maneig. Les deshidratacions actuals son gairebé en la seva totalitat de
tipus mecànic i les sequedats del fang que s’obtenen oscil·len entre el 15 i el 35 % de
matèria seca. Normalment amb l’operació de deshidratació finalitza el tractament del
fang en una EDAR convencional. Però, com es pot observar a la figura 1.1 els fangs
poden passar a un procés de compostatge.
Pel que fa a la composició dels fangs, aquesta dependrà majoritàriament de la composició de
l’influent i el tipus de tractament que tingui, per això, les característiques dels fangs són molt
variables entre plantes depuradores i, fins i tot, dins de la mateixa planta, de manera estacional.
Tot i això, els components més destacables són el nitrogen, el fòsfor i la MO, degut a l’elevat
contingut en que hi són presents. En condicions normals tenen un pH proper a la neutralitat
però depèn del tipus de tractament que hagi estat emprat. També contenen quantitats acceptables
de nutrients secundaris com el calci, magnesi, el sodi, però són pobres en potassi (a causa de l’alta
solubilitat d’aquest element). El seu contingut en microelements o metalls pesants és un atribut a
considerar.
Com ja s’ha mencionat, els fangs tenen una composició molt variable, però es poden donar unes
indicacions generals que són vàlides. Així, es pot classificar un fang com a aeròbic o anaeròbic
(depèn del sistema biològic d’estabilització utilitzat). Els fangs aeròbics es caracteritzen per tenir
un contingut lleugerament superior de matèria orgànica i de nutrients en comparació als
anaeròbics. A més, és fonamental tenir en compte el tipus de tractament aplicat de cara a
15
l’alliberament de nutrients, en especial per que fa al nitrogen. En general, s’observa que la
mineralització d’aquest nutrient en els fangs aeròbics és més elevada en el primers dies posteriors
a l’aplicació en el sòl i després decau amb rapidesa, mentre que en els anaeròbics aquest procés és
més gradual. Aquest aspecte és importants en la prevenció del risc de contaminació per nitrats a
les aigües de lixiviació i/o escorrentia en sòls.
Tenint en compte que la possible utilització d’aquests fangs serà restaurar pedreres i/o terrenys
marginals, la seva caracterització s’ha de fer d’acord amb aquesta finalitat. Els paràmetres que cal
conèixer en qualsevol fang per a aquest tipus d’aplicació són: percentatge de matèria seca, pH,
percentatge de MO, el grau d’estabilitat d’aquesta, elements potencialment tòxics o metalls
pesants (Cd, Cu, Ni, Cr, Pb, Zn i Hg), densitat aparent, i contingut de nutrients (N, P i K).
Aquesta informació serà facilitada per la planta depuradora que subministri els fangs o per
l’Agència Catalana de l’Aigua (ACA) (Alcañiz et al., 2008).
A la taula 10.1 de l’annex 10.1 es presenta la composició mitjana dels fangs produïts de la
depuració d’aigües residuals urbanes a Catalunya, tant d’aeròbics com anaeròbics, on es mostra
respectivament el percentatge de matèria seca, de matèria orgànica, i de macronutrients, entre
altres paràmetres.
La quantificació dels metalls pesants forma part de la rutina de caracterització analítica dels fangs
de depuradora. Normalment, quantitats elevades de metalls presents en un fang van lligades a
alguna activitat industrial concreta. Per exemple, continguts elevats de Cr estan relacionats amb
indústries de tractament de la pell, de Zn amb la fabricació de pintures, etc. De totes maneres, els
continguts mitjans de metalls pesants en fangs de depuradores han experimentat un notable
descens en els darrers deu o quinze anys, en bona part gràcies a l’esforç per separar la recollida
d’aigües residuals urbanes de les industrials.
L’ús dels fangs en la restauració de terrenys degradats no és una aplicació agrícola i com que les
aportacions es fan d’una sola vegada, les dosis a aplicar en restauració poden ser lleugerament
més elevades que les utilitzades en agricultura encara que, en cap cas, aquestes aportacions han de
suposar la superació dels valors límit de concentració de metalls en sòls, tal com s’estableix en el
tercer esborrany del document de treball sobre fangs, elaborat per la UE. Però, com a mesura de
precaució, es tindran en compte els valors límit de concentració de metalls en fangs que estableix
l’esborrany esmentat per l’ús agrícola, quan s’apliquin per a restaurar sòls degradats.
A diferència de les aplicacions agrícoles, el càlcul de la dosi màxima a aplicar en restauració es farà
segons el grau d’estabilitat dels fangs, i també segons el percentatge de matèria orgànica i de terra
fina que tingui el substrat on es barrejaran, tenint en compte les limitacions de metalls en fangs
que estableix el tercer esborrany abans esmentat. A la taula 10.2 de l’annex 10.1 es presenten les
concentracions de metalls regulats en la normativa en els fangs d’EDAR de Catalunya i com es
podrà apreciar els valors solen ser força menors als límits establerts.
A part dels metalls pesants també hi ha una sèrie de contaminants orgànics que és recomanable
controlar, concretament: hidrocarburs aromàtics policíclics (PAH), bifenils policlorats (PCB),
16
alquilbenzenosulfonats lineals (LAS) i alquilbenzens lineals (LAB), ftalats (en concret el dietil-
hexil ftalat, DEHP), nonil-fenols etoxilats (NPE) i les dioxines i furans (PCDD/F), si bé
actualment no és obligatori determinar-ne el contingut en els fangs. No obstant això, l’ACA duu a
terme controls periòdics d’aquests contaminants.
Alguns contaminants orgànics es poden presentar en quantitats importants en aigües residuals
d’origen industrial i en quantitats més baixes o menyspreables en aigües d’origen urbà. Cal no
oblidar que estem parlant de fangs obtinguts en depurar aigües residuals, els quals, per tant,
contindran la major part dels productes orgànics que aquestes aigües duien. Així, per exemple, és
possible trobar als fangs restes d’abocaments incontrolats de combustibles o lubricants i petites
quantitats de residus d’hidrocarburs alifàtics i poliaromàtics. La presència de productes derivats
dels detergents d’ús domèstic és segura en qualsevol fang. Per això s’hi poden trobar quantitats de
l’ordre de 0,5 a 12 g kg-1 d’alquilbenzenosulfonats lineals (LAS) i quantitats menors d’alquilfenols
i sals d’àcids grassos. També hi podem trobar ftalats (DEHP) que són substàncies residuals de
plàstics (Alcañiz et al., 2008).
D’altra banda, a part de la utilització dels fangs com a fertilitzants per a condicionar sòls agrícoles
o per a la restauració de pedreres, existeixen altres vies de gestió d’aquest residu com es pot
observar a la figura 1.2.
Espessiment
Digestió anaeròbia
Deshidratació
Compostatge
Abocador
Assecat tèrmic
Aplicació al sòl
Restauració de pedreres
Deshidratació
Gasificació
Incineració
Ind. Ceràmica
Ind. Ciment
Cendres
FANGS EDAR Primaris + Secundaris
Figura 1.2. Tractament i les diferents vies de gestió dels fangs d’una EDAR. Adaptat de Bonmatí et al.,2009.
17
1.3.2. Utilització dels fangs i la seva problemàtica
La utilització dels fangs com a fertilitzant organo-mineral es presenta com una alternativa
potencial per a la seva gestió, ja que permet reciclar els elements nutritius que té a través del
sistema sòl-planta i gràcies al seu elevat contingut de MO, com ja s’ha comentat, es poden
utilitzar com a esmenes o condicionadors del sòl, millorant així les seves propietats físiques i
quimíques, contribuint d’aquesta manera a la reducció de l’erosió, la qual cosa és una aplicació
interessant en sòls de zones àrides, així com en la recuperació de zones marginals improductives.
Normalment són el contingut de MO, d’elements nutritius, d’elements potencialment tòxics i
d’organismes patògens els que condicionen l’aportació de qualsevol residu orgànic al sòl. Per tant,
un excés d’elements fertilitzants, com el nitrogen o el fòsfor a causa d’una aportació excessiva del
fangs por portar a la contaminació i eutrofització d’aigües subterrànies. En el cas dels metalls
pesants, aquest poden incidir en la xarxa tròfica a través del sistema sòl-planta, i a més, a certes
concentracions poden ser tòxics per als vegetals. El perill ve determinats per la seva toxicitat, la
seva mobilitat al sòl i l’assimilació per part de les plantes. Els fangs residuals contenen
generalment metalls pesants, però el contingut no acostuma a ser elevat en els fangs d’aigües
residuals municipals (com es pot observar a la taula 10.2 a l’annex 10.1).
D’altra banda, cal tenir en compte la capacitat depuradora del sòl, ja que pot degradar, reciclar o
immobilitzar contaminats. Aquesta capacitat del sòl depèn sobretot de les característiques dels
horitzons superficials i està basada en l’activitat biològica dels organismes vius del sòl, de les
reaccions químiques que s’hi donen, de la retenció per filtració de partícules sòlides i de
microorganismes, com per exemple, els patògens. Així, molts ions aportats amb el fang precipiten
o queden immobilitzats quan formen complexos amb els col·loides orgànics i minerals del sòl. A
més, el vegetals poden assimilar nutrients i reduir les pèrdues per lixiviació. Per tant, s’ha de
considerar al sòl com un sistema dinàmic on els nutrients poden reciclar-se passant dels fangs a
les plantes, a l’aire i a l’aigua. Ara bé, el sòl com un sistema natural té una capacitat depuradora
limitada, la qual és funció de diversos factors, i que s’ha de tenir en compte en l’aplicació de
residus orgànics com els fangs.
Tots aquests factors, que limiten l’aplicació agrícola del fang no són tant restrictius quan l’objectiu
és la recuperació de pedreres o zones marginals. En aquests casos, es tracta d’aplicacions, en dosis
relativament elevades però úniques.
Actualment el contingut en metalls pesants és l’únic paràmetre que està legislat. La Directiva
C.E.E. 86/278 i el Reial Decret 1310/1990, és específica per l’ús agrícola dels fangs i determina el
contingut màxim permès i les dosis màximes de fang a aportar. Atès que aquesta normativa
només és d’aplicació a sòls agrícoles, en la restauració d’activitats d’extractives se segueixen els
límits establerts per tercer draft de Directiva Comunitària sobre utilització de fangs de depuradora
(veure document a l’annex 10.4), que resulta més restrictiva que la normativa espanyola i europea
per a usos agrícoles, la qual haurà de substituir quan sigui aprovada.
18
1.4. Implicacions dels sòls calcaris en l’aplicació de fangs de depuradora
Els sòls formats a partir de substrats de naturalesa calcària es caracteritzen per presentat uns
nivells considerables de calç activa, és a dir, fragments de calcària de petit diàmetre. La calç activa
té un paper important sobre les propietats del sòl, degut a la gran capacitat de flocular argiles i
estabilitzar els àcids húmics, contribuint així a l’organització i estabilització de l’estructura del sòl.
La presència de calci al sòl té una relació amb el seu pH. Així, una elevada concentració de calci
s’associa a un pH bàsic.
El pH del sòl és una propietat molt important a considerar, ja que determinarà en gran mesura la
solubilitat dels compostos presents en el sòl i, per tant, les possibilitats de lixiviació i la
biodisponibilitat dels nutrients i dels elements potencialment tòxics que s’ha aporten amb els
fangs procedentes d’una EDAR. Concretament en el cas dels metalls pesants, hi ha nombrosos
estudis que han demostrat que la disponibilitat d’aquest és notablement reduïda en sòls calcaris de
pH superior a 6,5.
Ortiz i Alcañiz (2006) van mesurar la concentració de Pb, Ni, Zn, Cu, Cr i Cd presents a les arrels
i fulles de Dactylis glomerata, que va ser part de la primera comunitat vegetal que es va instaurar
després de haver-hi afegit fangs de depuradora sobre un sòl calcari. Els resultats obtinguts en
aquest estudi mostren que el contingut foliar i radicular de tots els metalls pesants analitzats va
estar molt per sota de les concentracions existents al sòls. La qual cosa indica la capacitat de els
sòls calcaris de contenir en la seva matriu els metalls i per tant, baixar considerablement la seva
biodisponibilitat. Aquesta baixa disponibilitat pot ser atribuïda, per una banda, a la baixa
solubilitat dels metalls en medis de pH neutre o bàsic i , per altra banda al bloqueig que efectuen
els ions de calci.
En el sòl objecte d’estudi, esmenat mitjançant l’aportació dels fangs, existeix un factor addicional
que redueix la disponibilitat dels metalls per part dels vegetals, i és l’elevat contingut de MO
polimèrica. S’han fet estudis que demostren que la matèria orgànica és un medi d’adsorció per als
metalls traça en el sòl. Els factors que controlen la biodisponibilitat d’aquests elements en el sòl
són: el pH, els mecanismes d’adsorció, el contingut de matèria orgànica, la formació
d’òxids/hidròxids i la presència de carbonats.
En sòls de naturalesa calcària, on les característiques de pH, la presència de carbonats i la
formació d’òxids/hidròxids són importants, la disponibilitat dels metalls traça serà notablement
reduïda, ja que tots aquests factors tendeixen a la immobilització d’aquests metalls (Comellas et
al., 1994).
19
1.5. Marc legal
1.5.1. Restauració d’activitats extractives
La restauració dels espais afectats per activitats extractives a Catalunya està regulada per la Llei
12/1981, de 24 de desembre2, i el corresponent Decret de desplegament 343/1983, de 15 de
juliol3, que estableix les normes de protecció del medi en el marc de les activitats extractives.
Ambdues disposicions són actualitzades pel Decret 202/1994, de 14 de juny4, i pel Decret legislatiu
14/1994, de 26 de juliol5, que estableixen normes addicionals més adients al procés evolutiu que
han experimentat la gestió i el control d’aquestes activitats des de 1983.
Els requisits bàsics que imposa la Llei 12/1981 són: la definició del Programa de Restauració de
l’àrea afectada, el dipòsit d’una fiança per part de l’explotador i la fixació del període de garantia
per assegurar l’efectivitat del compliment del Programa de Restauració.
Altres normatives autonòmiques i estatals en matèria de gestió i de control de la restauració dels
sòls degradats per les activitats extractives es presenten a l’annex 10.2.
1.5.2. Utilització de fangs de depuradora en la restauració
Els fangs de depuradora estan considerats un residu no especial, anomenats llots del tractament
d’aigües residuals urbanes (codi 190805) en el Catàleg Europeu de Residus. L’Agència de Residus de
Catalunya és l’òrgan competent a Catalunya sobre la gestió dels residus dins el seu àmbit
territorial.
El procediment explicat en el manual6 elaborat l’any 2008 per investigadors del Centre de Recerca
Ecològica i Aplicacions Forestals (CREAF), inclou els tràmits necessaris que s’han de portar a terme
per poder demanar els fangs a un determinat productor (EDAR) i les condicions que s’han de
complir per transportar-los i utilitzar-los com a adob en una determinada activitat extractiva
(Alcañiz et al., 2008).
Les indicacions contingudes en aquest manual es poden considerar recomanacions d’un Codi de
Bones Pràctiques en la restauració i com a tals s’haurien d’aplicar. A més, aquest document
explica el procediment administratiu que cal seguir per a les restauracions que utilitzin fangs de
depuradora i que inclou una autorització administrativa que té validesa per modificar el Programa
de Restauració, i, per tant, és d’obligat compliment.
Tot i que en les aplicacions de fangs per a la restauració d’activitats extractives s’ha de considerar
la normativa general anteriorment esmentada, no hi ha una normativa específica que reguli
2 DOGC 189, de 31.12.1981 3 DOGC 356, de 19.8.1983 4 DOGC 1931, de 8.8.1994 5 DOGC 1928, d’1.8.1994 6 Utilització de fangs de depuradora en restauració. Manual d’aplicació en activitats extractives i terrenys marginals.
20
l’aplicació de fangs, compost o altres residus orgànics en la restauració d’explotacions mineres.
No hi són directament aplicables les directrius comunitàries o les disposicions espanyoles sobre
limitacions en la utilització agrícola de fangs de depuradora (Directriu C.E.E. 86/278, Diari
Oficial de les Comunitats Europees L 181, de 4 de juliol de 1986; Reial decret 1310/1990), ja que,
en molts casos, l’ús final dels terrenys d’explotacions mineres no és agrícola ni la finalitat és
mantenir o millorar la fertilitat del sòl amb aportacions periòdiques de fangs de depuradora.
Contràriament, es pretén preparar un sòl o substrat que permeti, en una sola intervenció,
recuperar la vegetació de la zona sense que calgui tornar a aplicar-hi fangs o altres fertilitzants.
També s’aconsella tenir en compte, tot i no ser directament aplicable en la restauració d’activitats
extractives, el Decret 205/2000, de 13 de juny7, d’aprovació del Programa de Mesures Agronòmiques
aplicables a les zones vulnerables en relació amb la contaminació per nitrats procedents de fonts
agràries, i també els decrets 283/1998, de 21 d’octubre8, i 476/2004, de 28 de desembre9, ja que la
lixiviació de nitrats constitueix un dels riscs principals de les aplicacions de fangs en la restauració
d’activitats extractives. Aquest risc, però, sol ser molt limitat atesa la petita superfície afectada en
cada restauració, que es limita a 2 ha any-1 quan s’utilitzen fangs de depuradora.
1.6. La matèria orgànica del sòl
Les comunitats que es desenvolupen sobre la superfície del sòl constitueixen la part més
perceptible d’un ecosistema, i proporcionen els aspectes estètics que s’acostuma a associar a un
ecosistema natural. Però, l’existència i viabilitat d’aquestes comunitats depèn de la funcionalitat
d’una complexitat d’organismes i components de l’ecosistema edàfic. El paper de les arrels i de la
gran diversitat d’organismes del sòl és evident. Així, la matèria orgànica del sòl (MOS), malgrat
que és menys evident i des d’un punt de vista quantitatiu constitueix una fracció menor de
l’ecosistema edàfic, juga un paper molt important en el funcionament d’aquest, ja que és
imprescindible en molts dels processos que s’hi desenvolupen.
Els valors més comuns per a un sòl de tipus forestal estan compresos entre el 3 i el 10% als
horitzons superficials (horitzons A). Terres amb nivells inferiors al 0,8 - 1% es poden considerar
que són deficitàries, de manera que quan es pretén utilitzar-les com a substrats per a la restauració
caldrà compensar-les amb aportacions externes; per exemple, utilitzant fangs de depuradora
(Alcañiz et al., 2008).
La MOS viva i, en especial, els microorganismes, catalitzen les reaccions biogeoquímiques
fonamentals per a la recirculació dels elements fixats en la biomassa que a través d’aquests
processos passen a ser disponibles per a les plantes. A més, afecta o condiciona la major part de
les propietats del sòl que es relacionen amb la fertilitat. La presència de la MOS fa possible el
7 DOGC 3168, de 26.6.2000 8 DOGC núm. 2760, de 6.11.1998 9 DOGC núm. 4292, de 31.12.2004
21
desenvolupament de l’estructura, la qual és una propietat de màxima importància, ja que
condicionarà la capacitat de retenció d’aigua, la difusió d’aire en el sòl, la solubilització o
immobilització d’elements minerals, la susceptibilitat a l’erosió entre altres. Les funcions de la
MOS han estat àmpliament recopilades per Vaughan i Ord (1985).
La classificació dels components orgànics del sòl es pot establir en base a diversos atributs com
per exemple, la seva solubilitat (àcids húmics, àcids flúvics, etc.), l’activitat (biòtics, abiòtics), o la
composició química (lignines, carbohidrats, etc.). Aquesta diversitat de característiques i
propietats evidencien la dificultat de considerar a aquest components com a una única entitat. Per
contra, el terme de matèria orgànica del sòl (MOS) s’utilitza per designar un ampli compartiment
edàfic que inclou els teixits radiculars vegetals, la mesofauna, els microorganismes del sòl,
l’humus, els residus d’origen animal, vegetal i microbià, els metabòlits que resulten de la
descomposició d’aquests residus, així com els productes intermediaris i de nova formació a partir
d’aquests metabòlits. Aquesta gran diversitat de la MOS explica una de les característiques
principals d’aquests components, que és el seu gran dinamisme, complexitat i reactivitat.
Els processos de descomposició de la MOS es produeixen amb simultaneïtat als processos
d’humificació i d’immobilització en els teixits microbians. La biomassa microbiana del sòl
exerceix un important paper regulador dels processos que afecten la dinàmica de la matèria
orgànica i, en consequencia, de tot l’ecosistema.
El conjunt de processos que impliquen la conversió dels compostos orgànics a formes minerals
s’anomena mineralització. Simultàniament a aquest procès de mineralització, tenen lloc els
processos que es produeixen en sentit contrari i que reben de manera general el nom
d’immobilització.
Per tant, mentre que una part del carboni de la MOS és oxidat completament fins a CO2 que pasa
a la fase gasosa del sòl, una altra part és immobilitzada en forma de teixits microbians i,
finalment, una altra part és transformada en humus estable. La mineralització de la MOS, amb la
consegüent producció de CO2 o consum d’O2 s’anomena respiració del sòl. Per a comparar
l’activitat respiratòria de sòls que presentin nivells molt diferents de matèria orgànica, s’utilitza
l’anomenat coeficient de mineralització de la MOS, que és defineix com el quocient entre la producció
de CO2 per unitat de temps i el contingut de carboni orgànic. Per la seva banda, el quocient entre
l’activitat respiratòria i la biomassa microbiana del sòl és l’anomenat coeficient metabòlic
microbià (qCO2), que és un indicador del consum d’energia per part dels microorganismes del sòl.
A més, aquest quocient també indica quina fracció de biomassa microbiana del sòl és la que esta
biològicament activa en un moment donat.
En termes generals la respiració del sòl serà major com més alt sigui el contingut de matèria
orgànica. La mineralització de la MOS implica una major pèrdua de carboni (en forma de CO2)
que no pas de nitrogen (que queda al sòl com a NH4+. És per aquest motiu que la matèria
orgànica més madura presenta unes relacions de C/N habitualment menors que no pas la matèria
orgànica fresca, recenment incorporada.
22
A la regió mediterrània, les condicions climàtiques afavoreixen especialment la mineralització de
la matèria orgànica. A l’hivern i a l’estiu l’activitat biològica es troba limitada per la temperatura i
la sequera respectivament; a la primavera i a la tardor la combinació d’humitat i temperatura
afavoreix a que les taxes de mineralització siguin elevades. Els sòls mediterranis es caracteritzen
també per suportar una pressió antròpica molt forta i de caràcter secular. Aquesta pressió ve
donada principalment per les activitats agrícoles i ramaderes i les pràctiques de gestió i maneig
que se’n deriven (Ortiz, 1998).
Les activitats ramaderes i agrícoles suposen una dràstica reducció de les entrades de matèria
orgànica al sòl en forma de restes animals i vegetals. A més comporten importants reduccions de
la biomassa microbiana i, per tant, de la seva activitat. La reducció de la matèria orgànica al sòl
unida als factors climàtics i d’us del sòl esmentats, ha estat la causa d’una tendència des de fa molt
de temps a l’empobriment dels sòls mediterranis i a què presentin, en termes generals, nivells
baixos de matèria orgànica. Aquest empobriment comporta la degradació de les propietats
físiques, una acceleració de l’erosió i una reducció de la capacitat del sòl a sostenir una vegetació
estable, que és el procés que s’anomena desertificació.
1.7. Estabilitat de la matèria orgànica i el segrest de carboni al sòl
La quantitat de MO emmagatzemada als sòls representa un dels reservoris més grans de carboni
orgànic (CO) a escala global (Schlesinger, 1995), i duplica la quantitat de C emmagatzemat a la
biosfera. Però, el potencial final de l’estabilització de carboni (C) als sòls i els seus mecanismes
encara no són ben coneguts (Lützow et al., 2006). Tot i això, la capacitat dels sòls per acumular i
estabilitzar CO ha rebut en els últims anys una atenció especial, principalment per avaluar en quin
grau l’increment del CO2 atmosfèric podria ser compensat per la immobilització estable o segrest
de C al sòl com la restauració d’àrees degradades o de canvis en la gestió del sòl (Rovira i Vallejo,
2003).
La quantitat de CO emmagatzemada al sòl està controlada principalment per dos factors, que
determinen el balanç de C al sòl (Six et al., 2002; Lützow et al., 2006): input (entrada) a través de la
producció primària neta o de determinades pràctiques de maneig i output (sortida) per la
mineralització (Metzger i Yaron, 1986), principalment microbiana (es calcula que entre un 10 i un
15% de l’energia del CO, és utilitzada pels animals del sòl (Wolters, 2000), tot i que també actua
l’oxidació química abiòtica, representant menys del 5% de la descomposició de la MO (Lavelle et
al., 1993). Altres processos abiòtics de pèrdua de CO del sòl són l’erosió, l’escolament superficial i
la lixiviació.
Segons Lützow et al. (2006), la matriu del sòl està separada en diferents compartiments de manera
que les transferències d’enzims, substrats, aigua, oxigen i microorganismes poden veure’s
limitades, degut al fet que els camins d’entrada, tant com la localització de la MO en el perfil del
sòl, són decisius a l’accessibilitat per la comunitat mineralitzadora. En els horitzons A, la MO és
23
derivada principalment dels residus de les plantes que són barrejats a la superfície dels sòls
mitjançant el cultiu o la bioturbació. En els subsòls, l’input de C es produeix a través de les arrels
de les plantes, i també per processos de transport físic (MO particulada) i químic (MO dissolta).
Afirmen que els camins de flux preferencials de la MO dissolta poden ser considerats com “hot
spots” (punts calents) en els sòls, perquè permeten un millor subministrament de nutrients i
substrats comparat amb tota la matriu del sòl, i a més, la importància dels camins de flux
preferencials pels inputs de C incrementa amb la profunditat del sòl (Bundt et al., 2001). Amb
l’increment de la profunditat hi ha menys probabilitat per qualsevol punt en el sòl d’estar
localitzat prop d’un camí de flux preferencial o un “hot spot”.
Cal destacar que els nivells de C del sòl en un sòl no pertorbat reflecteixen el balanç de C sota
unes condicions estables o estacionàries (per exemple, els règims de productivitat, humitat i
temperatura), però no representen necessàriament un límit en els reservoris de C. Evidències
empíriques demostren que els nivells de C en pràctiques d’agricultura intensiva i ecosistemes
pastorals poden ser excedits sota condicions naturals (Six et al., 2002). Experiments duts a terme
en sòls de pastura australians han demostrat que la fertilització amb fòsfor pot incrementar el C
del sòl en un 150% o més relativament a les condicions naturals (Russell, 1960 -citat per Six et al.,
2002-; Barrow, 1969; Ridley et al., 1990). Així, s’ha de tenir en compte que els nivells de C de sòls
natius no tenen per què ser sempre una mesura apropiada de la capacitat d’emmagatzematge de C
d’un sòl. A més, el potencial final de l’estabilització de C als sòls no està clar, ja que en gran part
depèn de les condicions ambientals i de les propietats del sòl (Lützow et al., 2006).
Un gran nombre de models de MO al sòl han estat desenvolupats en els últims 30 anys. La
majoria d’aquests models representen l’heterogeneïtat de la MOS definint diferents “pools” o
reservoris, típicament de tres a cinc, amb varietats en les seves taxes intrínseques de
descomposició i en els factors que controlen aquestes taxes (Parton, et al., 1994; McGill, 1996 -
citat per Six et al., 2002-). Per exemple, Lützow et al. (2006) proposen que la descomposició que té
lloc al sòl es pot dividir en tres fases temporals, que permeten definir tres reservoris de MO:
1) Reservori actiu o làbil de MO: en els primers 2 anys es perd entre un 25% i un 67% del
C inicial (Jenkinson i Ladd, 1981 -citats per Lützow et al., 2006-). Degens (1997) defineix
els compostos làbils com aquells fàcilment mineralitzables i recentment dipositats per
arrels i microorganismes.
2) Reservori intermedi de MO: a partir dels 10 anys fins als 100 es perd prop del 90% de
MO amb taxes més lentes. Aquesta fracció també rep el nom de matèria orgànica lenta.
3) Reservori de matèria orgànica resistent10 o “passiu”: la mineralització completa del
procés presenta taxes molt lentes i temps de renovació de 100 anys a més de 1000.
10 Resistent a la mineralització per part dels microorganismes.
24
El temps mitjà de residència de la matèria orgànica del sòl depèn de les seves característiques
bioquímiques i de la seva accessibilitat per als microorganismes, i pren generalment valors de
menys de 2 anys per a la MO activa, entre 10 i 100 anys per a la MO lenta i de més de 100 anys
per a la MO passiva o resistent.
Formulacions alternatives a aquests models de reservoris o “pools” també han estat desenvolupats
per altres autors (vegeu Six et al., 2002). Per exemple, formulacions en què les taxes de
descomposició específiques varien com una funció de la qualitat contínua de MOS i no en funció
del temps de la descomposició (Bosatta i Agren, 1996). Tot i això, la representació d’aquests
models és fonamentalment una aproximació conceptual a la dinàmica del C al sòl (Six et al.,
2002). D’altra banda, s’ha de tenir en compte que els diferents reservoris no són tancats i
totalment diferenciats, i per tant, poden hi haver-hi transferències de C entre “pools” .
1.8. Mecanismes d’estabilització del carboni al sòl
Els mecanismes d’estabilització del C al sòl han rebut molt interès recentment, com s’ha
comentat, ja que presenten un paper important en el cicle global del C, i el seu aprofitament fa
possible incrementar la quantitat total de C segrestat al sòl i, per tant, tret de l’atmosfera. És per
aquest motiu que s’està duent una recerca exhaustiva per part de molts autors, que busquen
ampliar i millorar el coneixement existent envers els mecanismes d’estabilització del C i el
potencial dels sòls de segrestar-lo. Una de les principals dificultats en el coneixement i predicció
de la dinàmica de la MOS (i per tant, del C) ve donada per l’operació simultània dels diversos
mecanismes (Lützow et al., 2006).
El terme estabilitat de la MO fa referència generalment al grau de protecció de la MO davant de
la mineralització, mitjançant processos o mecanismes que contribueixen a prolongar els temps de
residència al sòl. La recalcitrància bioquímica o resistència a la biodegradació, les interaccions
organominerals i l’accessibilitat física integren l’estabilitat. Aquests mecanismes són presentats i
discutits més endavant. Generalment, la MOS estabilitzada és més antiga que la no estabilitzada,
un fet que està demostrat amb temps de renovació i resistència mitjana majors per a l’estable
(Lützow et al., 2006).
Diversos autors han intentat explicar diferents causes de l’estabilitat dels compostos orgànics que
romanen al sòl. Les primeres teories al·legaven l’estructura aromàtica dels àcids húmics com a raó
principal de la seva resistència a la mineralització, tot i que aquesta teoria ha estat qüestionada
durant les dues últimes dècades (Oades, 1988; Hedges et al., 2000). Diferents anàlisis van mostrar
que la MOS, fins i tot la més vella, és rica en C-alquil (Kögel-Knaber et al., 1993; Mahieu et al.,
1999 -citats per Lützow et al., 2006-), i que la MOS antiga conté grans quantitats de compostos
polisacàrids i proteínics (Gleixner et al., 2002), que són components bioquímicament senzills i en
conseqüència fàcilment mineralitzables. Treballs posteriors apunten a la importància dels
complexos organominerals com els majors responsables de l’estabilitat de la MO del sòl
25
(Balesdent et al., 1987; Baldock i Skjemstad, 2000; Torn et al., 1997 -citat per Lützow et al., 2006-;
Kaiser et al., 2002; Ludwig et al., 2003).
Així doncs, es pot afirmar que en un sòl, fins i tot en un horitzó individual d’un sòl, diversos
mecanismes d’estabilització de la MO poden estar actuant simultàniament, però en diferents
graus. En aquest context, se n’han intentat definir alguns (Lützow et al., 2006). Per exemple,
Sollins et al. (1996) van identificar tres mecanismes principals pels que la MO queda protegida de
la descomposició, anomenats recalcitrància (caràcter molecular de la MOS), baixa accessibilitat per la
degradació biològica i la interaccions amb les partícules minerals. Posteriorment, Baldock et al. (2004) van
suggerir tres mecanismes semblants: recalcitrància biològica, capacitat biològica dels descomponedors i la
protecció física. Segons Lützow et al. (2006) aquests models conceptuals suggereixen que les
estructures químiques recalcitrants biològicament són C-alquil i MO carbonitzada, i que els altres
mecanismes són els responsables de la protecció de les molècules potencialment làbils i indueixen
l’estructura química variable observada per la MO del sòl. Krull et al. (2003) van examinar
mecanismes i processos d’estabilització de la MOS i van concloure que en les superfícies actives
del sòl, l’adsorció i l’agregació poden retardar els processos de descomposició però la
recalcitrància molecular sembla ser l’únic mecanisme pel que la MOS pot ser estabilitzada per
llargs períodes temporals. Mayer (2004) va simplificar aquest ampli ventall d’hipòtesis en afirmar
que tots aquests mecanismes proposats encaixen en dues categories responsables de l’oxidació
retardada de la MO en els sòls i sediments, anomenada recalcitrància orgànica i exclusió biòtica.
En una línea similar, Six et al. (2002) van proposar tres mecanismes principals d’estabilització de
MOS: estabilització química, bioquímica i física (veure figura 3). Quatre anys més tard, Lützow et al.
(2006) van afegir que aquesta classificació és usada per diferents autors de manera confusa i que
a la realitat aquests mecanismes se superposen (Theng et al., 1989). Per exemple, alguns autors
consideren que la formació de complexos organominerals és física, encara que la MO s’estabilitza
definitivament a través d’interaccions químiques amb els minerals. Altres autors usen els termes
protecció química i protecció bioquímica pels mateixos mecanismes (Lützow et al., 2006). Els tres
mecanismes, doncs, que identifiquen Lützow et al. (2006), modificats de Sollins et al. (1996), són:
inaccessibilitat espacial, conservació selectiva i interaccions amb les superfícies i ions metàl·lics.
Tot i això, la classificació dels mecanismes proposada per Lützow et al. (2006) presenta una gran
semblança amb la de Six et al. (2002), ja que: la inaccessibilitat espacial de Lützow et al. pot
equivaldre a la protecció física de Six et al., les interaccions amb les superfícies minerals i ions
metàl·lics de Lützow et al. pot equivaldre a l’estabilització química de Six et al. (2002) i la
conservació selectiva de Lützow et al. pot equivaldre a l’estabilització bioquímica de Six et al.
Aquest treball utilitzarà la classificació de Six et al. (2002), però complementada amb els aportes
que fa Lützow et al. (2006). En qualsevol cas, i més enllà de la qüestió de noms, sembla que
existeix un acord general en identificar en dues categories els tres principals mecanismes de
protecció de la MOS:
26
1. Recalcitrància o protecció bioquímica, i
2. Exclusió biòtica, que pot ser per:
a. Adsorció en superfícies o ions (protecció química)
b. Inclusió en microagregats (protecció física)
1.8.1. Estabilització química
És el resultat de la interacció química o fisicoquímica entre la MOS i els minerals del sòl (per
exemple, amb les partícules de llim i argila). Alguns estudis han demostrat la relació entre
l’estabilització del C i N orgànics en sòls i el major contingut d’argila o de llim (Sørensen, 1972;
Merckx et al., 1985; Feller i Beare, 1997; Hassink, 1997). A més del contingut d’argila, el tipus
d’argila també influencia en l’estabilització de C i N orgànics (Feller i Beare, 1997; Sørensen,
1972). La relació entre l’estructura i l’habilitat del sòl per estabilitzar la MOS és un element clau
en la dinàmica del C del sòl (Six et al., 2002), i la protecció de MOS per partícules de llims i argiles
està ben establerta (Feller i Beare, 1997; Hassink, 1997; Sørensen, 1972).
Hassink (1997) va examinar la relació entre les fraccions de MOS i la textura del sòl i va trobar
una relació entre el C associat a les argiles i llims i la textura del sòl, encara que no va trobar cap
correlació entre la textura i la quantitat de C en la fracció amb mida de sorra (per exemple el C de
matèria orgànica particulada (MOP). Basat en aquests resultats, va definir la capacitat del sòl de
preservar C amb la seva associació amb les partícules de llim i argila (Six et al., 2002).
Figura 1.3. Principals mecanismes d’estabilització de la MOS. Font: Six et al., 2002.
27
Diversos autors (Mayer, 1994; Hassink, 1997; Six et al., 2002) suggereixen una capacitat limitada
de les partícules minerals del sòl de protegir la MO. Això, implica que el grau de saturació dels
llocs protectors afecta al potencial de conservació de C nou afegit al sòl. Conseqüentment, hi
hauria d’haver un potencial major per la preservació de la MO en els horitzons subsuperficials, on
la saturació de la MO de les partícules minerals és petita (Six et al., 2002).
Six et al. (2002) van expandir l’anàlisi de Hassink (1997) a diferents tipus d’ecosistemes (per
exemple, bosc, prats i sistemes cultivats), tipus d’argiles (per exemple 1:1 versus 2:1) i rangs de
mida per l’argila i el llim (0-20 µm i 0-500 µm). D’aquí en van extreure resultats similars: una
relació directa entre el contingut d’argiles i llims del sòl i la quantitat de C protegit al sòl, suggerint
un nivell de saturació pel C associat a aquest tipus de materials.
Aquesta relació varia entre diferents tipus d’usos de sòl (per exemple, la MO associada a argiles i
llims es veu reduïda amb el cultiu (Emerson, 1959), diferents tipus d’argila i diferents
determinacions en les classes de mida dels llims i de les argiles. Altres autors, anteriors i
posteriors, concreten que els continguts de MO de les subfraccions d’argila fines i grolleres
depenen de la mineralogia i, més específicament, de la reactivitat de la superfície dels constituents
del mineral (Anderson et al., 1981; Kleber et al., 2004). Això es deu al fet que diferents tipus
d’argila presenten diferències substancials degut a la seva superfície específica, que dóna lloc a
diferents capacitats d’adsorbir materials orgànics. Saggar et al. (1996) ja afirmava que la magnitud
en què els metabòlits microbians produïts per la descomposició dels residus vegetals són
estabilitzats en diferents sòls està controlat per l’àrea superficial específica (ASE) proporcionada
pels minerals d’argila (Six et al., 2002).
Kaiser i Guggenberger (2003) van demostrar que l’adsorció succeeix amb preferència als llocs
reactius com les zones externes, les superfícies rugoses o els microporus. Les unions als llocs
d’adsorció reactiva afavoreix l’acumulació superficial de MO de manera discontínua, més que en
capes contínues (Ransom et al., 1997; Mayer, 1999 -citats per Six et al.. 2002-). Els mateixos autors
també van formular la hipòtesi que les primeres molècules adsorbides podien estar fortament
estabilitzades per la unió amb múltiples lligands (Six et al., 2002).
El fet que s’assumeixi habitualment que la MO esdevé estabilitzada a causa dels enllaços amb les
superfícies minerals també es pot atribuir al fet que la MO del sòl en els llims fins i les fraccions
d’argila és més antiga (Anderson i Paul, 1984; Scharpenseel et al, 1989; Quideau et al., 2001) o que
té un temps de renovació més llarg (Balesdent et al., 1987; Balesdent, 1996; Ludwig et al., 2003)
que la MO en altres fraccions del sòl (Chenu i Stotzky, 2002 -citats per Lützow et al., 2006-).
També van mostrar que l’adsorció de MO soluble al material del subsòl redueix la mineralització
de la MO en un 20-30% comparat amb la mineralització de la solució del sòl, i a més van suggerir
que les petites molècules adsorbides a les superfícies dels minerals no poden ser utilitzades pels
microorganismes a menys que se’n produeixi la desorció, tot i que aquest fet és difícil de
demostrar, ja que la desorció pot ocórrer mitjançant secrecions microbianes durant els
experiments (Lützow et al., 2006). Ells mateixos afirmen que l’adsorció de les macromolècules es
28
pot considerar no reversible i altres autors afegeixen que es pot associar amb canvis
conformacionals que transformen les macromolècules en inviables a l’acció d’enzims
extracel·lulars (Theng, 1979; Khanna et al., 1998 -citats per Lütozow et al., 2006-). La degradació
també es pot veure dificultada per l’adsorció de l’enzim rellevant als minerals d’argila més que per
l’adsorció al substrat (Demaneche et al., 2001 -citat per Lütozow et al., 2006). També altres estudis
que investiguen la retenció de productes microbians específics corroboren la proposició de
Hassink (1997), que afirma que el C associat amb complexos organominerals primaris està
químicament protegit i la quantitat de protecció augmenta amb un increment de la proporció llim
i argiles al sòl (Chantigny et al., 1997; Guggenberger et al., 1999; Puget et al., 1999; -citats per Six
et al., 2002- i Sørensen, 1972). Amb tot, hi ha autors com Lützow et al. (2006) que remarquen la
necessitat d’un millor coneixement de l’efecte de l’adsorció en els mecanismes i taxes de
descomposició de la MOS.
Existeixen diversos mecanismes d’interacció de la MO amb les superfícies minerals (Lützow et al,.
2006): intercanvi de lligands, ponts amb cations polivalents, interaccions febles i complexació
amb ions metàl·lics. Kleber et al. (2004) van mostrar que els grups reactius OH- en els òxids de Fe
i Al i en els llocs externs dels fil·losilicats, que són capaços de formar ponts forts a través de
l’intercanvi de lligands, són una mesura de la quantitat de MO estabilitzada en els sòls en
associacions organominerals (Six et al., 2002). Així, un mecanisme important per la formació
d’associacions fortes entre les substàncies orgàniques i les minerals és l’intercanvi d’anions entre
grups hidroxils (-OH) simples coordinats a les superfícies minerals, grups carboxil (COOH) i
grups OH fenòlics de la MO (una reacció fortament exotèrmica) (Lützow et al., 2006). La
complexació de la MO en les superfícies minerals a través de l’intercanvi de lligands incrementa
amb la baixada de pH, amb la màxima adsorció entre el pH 4,3 i 4,7, corresponent a valors de
pKa dels àcids carboxílics més abundants en els sòls àcids (Gu et al., 1994 -citat per Lützow et al.,
2006). L’intercanvi entre cations en les superfícies dels silicats laminars (que presenten càrrega
permanent) i els cations orgànics (grups amino, amida i imino) succeeix usualment en un pH
d’entre 5 i 6 en el punt isoelèctric de la majoria d’aminoàcids) (Oades, 1989; Jones i Hodge, 1999
-citats per Lützow et al., 2006-). Respecte aquest tema, Lützow et al. (2006) asseguren que es
necessiten més estudis per detallar la quantificació del paper de l’intercanvi de lligands en
l’estabilització de la MO en diferents sòls.
Lützow et al. (2006) també destaquen la intercalació de la MO amb els fil·losilicats, és a dir, que
l’accessibilitat de la MO es pot veure reduïda no només per la unió amb les capes externes dels
fil·losilicats, sinó també per la seva unió en els espais interlaminars de les argiles. Els lligands
orgànics dels enzims, proteïnes, àcids grassos o àcids orgànics poden fixar-se en els espais
intercapa dels fil·losilicats expansibles (argiles 2:1), però només a pH<5, on el seu grau de
dissociació és molt petit (Violante i Gianfreda, 2000). Kennedy et al. (2002) van proposar la
intercalació de la MO en les intercapes dels fil·losilicats expansibles com el procés d’estabilització
dominant en sòls àcids (pH<4). Tot i això, Eusterhues et al. (2003) no van trobar indicis
d’intercalació de la MO en les superfícies internes dels fil·losilicats en dos sòls àcids forestals
29
d’Alemanya. Un problema en aquest context és que no existeixen mètodes específics per
determinar la MO ubicada en aquests espais i per això la seva quantificació i caracterització
química és molt poc consistent (Leifeld i Kögel-Knabner, 2001).
Normalment, els anions orgànics són repel·lits de les superfícies carregades negativament del sòl,
mentre que si en el complex d’intercanvi hi ha presents cations polivalents es poden produir
ponts que en faciliten la unió. A diferència del Na+ i el K+, els cations polivalents són capaços de
mantenir la neutralitat a la superfície neutralitzant la càrrega superficial (com per exemple la dels
minerals d’argila) i el grup funcional acídic de la MO (com el COO-) i per això actuen com un
pont entre dos llocs carregats. Els cations polivalents més presents en el sòl són el Ca+ i el Mg+,
en sòls neutres i alcalins, i hidroxipolications de Fe+ i Al+ en sòls àcids (Lützow et al., 2006).
L’eficiència dels lligams de la MO als fil·losilicats a través de ponts de cations és més feble que els
lligams d’intercanvi amb els hidròxids de Fe i Al (Benke et al., 1999; Kaiser i Zech, 2000 -citats
per Lützow et al., 2006-). Els ions de calci no formen complexos forts de coordinació amb
molècules orgàniques, al contrari que els de ferro i alumini (Lützow et al., 2006). Els polisacàrids
segregats pels microorganismes transporten càrregues negatives freqüentment degut a la
presència d’àcids urònics que s’adsorbeixen fortament a les superfícies d’argiles carregades
negativament a través dels ponts dels cations polivalents (Chenu, 1995 -citat per Lützow et al.,
2006-). Per tant, per a una molècula orgànica de cadena llarga són possibles, en silicats laminars
expansibles, diversos llocs d’unió a la partícula d’argila en llocs de càrrega permanent (Lützow et
al., 2006).
Les interaccions hidrofòbiques són provocades per l’exclusió dels residus no polars (com el C
aromàtic) de l’aigua, forçant la unió de grups no polars. Les forces de Van der Waals
(electrostàtiques) poden operar entre àtoms o molècules no polars. En el cas dels enllaços
d’hidrogen, un àtom d’hidrogen amb una càrrega positiva parcial interactua amb àtoms d’O o N
parcialment carregats negativament. Així doncs, les forces de Van der Waals i els enllaços per
pont d’hidrogen constitueixen els dos tipus d’interaccions febles més comuns en el sòl. Els
silicats no expansibles o les partícules de quars sense capa de càrrega i sense espais interlaminars
presenten només afinitat pels ponts febles. La càrrega negativa de la superfície dels altres minerals
d’argila depèn del tipus i localització de l’excés de càrrega negativa creada per la substitució
isomòrfica (Lützow et al., 2006). Els polisacàrids no carregats i els enzims extracel·lulars o altres
proteïnes poden formar vincles a través de ponts d’hidrogen o forces de van der Waals gràcies a
la presència de grups hidroxils i altres grups polars a la molècula (Quiquampoix et al., 1995 -citat
per Lützow et al., 2006-). El seu pes molecular típicament elevat ofereix un gran nombre de
superfície potencial, i així es poden establir ponts forts entre els polisacàrids no carregats i les
argiles (Theng, 1979 -citat per Lützow et al., 2006-). Les interaccions hidrofòbiques esdevenen
més favorables a baix pH, quan els grups hidroxil i carboxil de la MO estan protonats (enllaçats
amb un hidrogen) i quan la ionització del grup carboxil es veu suprimida (de Jonge et al., 2007).
Com s’ha destacat més amunt, la quantificació i avaluació de l’estabilitat de les diferents
interaccions organominerals en diferents tipus de sòls és incompleta en part degut als problemes
30
associats amb el fraccionament dels lligams de la MO amb diferents minerals in situ. S’estan
desenvolupant diferents mètodes que poden estimar la mida i temps de renovació del
compartiment de MO estabilitzada per òxids d’hidrogen in situ (Lützow et al., 2006).
Quant a l’estabilització de la MO per complexació amb ions metàl·lics, Lützow et al. (2006)
afirmen que la interacció de la MO amb ions metàl·lics és ben coneguda i ha estat recentment
revisada per Tipping (2002). En comparació amb la química dels ponts metàl·lics, hi ha menys
informació disponible sobre l’efecte d’aquests en l’estabilitat de la MO al sòl o sobre els
mecanismes involucrats (Lützow et al., 2006). Els ions metàl·lics que han estat considerats com a
potencials estabilitzadors de la MO del sòl són el Ca2+, l’Al3+ i el Fe3+ (Baldock i Skjemstad, 2000)
i els metalls pesants. La primera evidència de l’efecte estabilitzador dels ions de Ca2+ en la MO del
sòl va ser aportada per Sokoloff (1938). A partir d’aleshores, diversos estudis han mostrat efectes
similars dels ions de Ca2+ en la mineralització de la MO del sòl i la seva solubilitat (Muneer i
Oades, 1989 ) i el gran contingut de MO en els sòls calcaris és també atribuït a l’efecte dels ions
Ca2+ (Oades, 1988). Diversos estudis expliquen efectes estabilitzants de l’alumini a la MO del sòl,
basats en dades de camp o experiments controlats (per exemple, Martin et al., 1972; Blaser et al.,
1997; Mulder et al., 2001 -citats per Lützow et al., 2006-).
Pel que fa a sòls àcids, hi ha un consens general en afirmar que la interacció de la MO del sòl amb
l’Al3+ i el Fe3+ és la raó principal per l’estabilitat de la MO en podzols (Lundström et al., 2000;
Zysset i Berggren, 2001; Nierop et al., 2002). Tot i això, aquesta conclusió està basada
principalment en evidències indirectes, i les dades experimentals en l’estabilitat dels complexos de
MO amb Al i Fe són encara poc freqüents (Lützow et al., 2006). La proporció Al/C de la matèria
orgànica dissolta (MOD) sembla ser un paràmetre important per la seva estabilitat contra la
descomposició microbiana (Schwesig et al., 2003; Boudot et al., 1989; -citat per Lützow et al.,
2006-). En els estudis d’incubació a llarg termini, Schwesig et al. (2003) van mostrar que per la
MOD natural, les proporcions Al/C >0,1 incrementaven el temps de vida mitjana de la fracció
MOD estable fins a quatre vegades (Lützow et al., 2006).
També cal tenir en compte que per l’alumini (i en menor mesura, pel ferro), l’efecte inhibidor en
la respiració del sòl i la conseqüent acumulació de MO del sòl ha estat mostrat en nombrosos
estudis de camp i de laboratori (Tyler et al., 1989; Giller et al., 1998; Adriano, 2001 -citats per
Lützow et al., 2006-). Les concentracions de metalls pesants requerides per induir el retard de la
respiració del sòl sovint varia entre un i tres ordres de magnitud, depenent de l’experiment i les
condicions del lloc i en el metall considerat (Lützow et al., 2006). L’acumulació de la MO del sòl
als voltants de les fonts d’emissió de metalls pesants en comparació amb els llocs no contaminats
està ben documentada (McEnroe i Helmesaari, 2001; Johnson i Hale, 2004 -citats per Lützow et
al., 2006-). Tot i això, els efectes dels metalls en l’estabilització de la MO encara són poc coneguts
i difícils de diferenciar, amb canvis en la qualitat del substrat per la complexació amb els metalls,
dels efectes tòxics directes dels metalls en els microorganismes del sòl i efectes directes dels
metalls en els enzims extracel·lulars (Lützow et al., 2006). Canvis en la mida molecular, càrrega i
propietats estèriques de la MO del sòl induïdes per la complexació amb metalls probablement
31
disminuirà la seva accessibilitat als enzims del sòl (McKeague et al., 1986 -citat per Lützow et al.,
2006-) reduint així la seva disponibilitat a l’atac microbià. Els complexos d’alumini són més
estables en comparació amb els compostos lliures, però els efectes de l’Al3+ en la degradació sota
condicions de camp són menys evidents que en el laboratori (Jones et al., 2001 -citat per Lützow
et al., 2006-).
Lützow et al. (2006) resumeixen que l’evidència de l’estabilització de la MO en el sòl a través de
les interaccions amb ions metàl·lics hi és, però en general les conclusions pel que fa a la seva
rellevància quantitativa en els sòls és difícil d’establir, i fan falta més estudis sistemàtics i
comparacions de mecanismes. Resoldre aquestes incerteses és complicat perquè els mecanismes i
els seus efectes depenen de les concentracions i les formes d’unió, i són elements específics. A
més, l’efecte d’alguns metalls (Ca, Mg, Al, Fe) sovint no es pot separar de la seva habilitat de
formar ponts catiònics.
1.8.2. Estabilització bioquímica
L’estabilització bioquímica de la matèria orgànica ve donada gràcies a la complexa composició
química que té. Aquesta composició química complexa pot ser una propietat heretada del
material de la plantes (lignines, polifenols, etc.) o pot ser adquirida durant la descomposició a
través de la condensació i complexació dels residus de la descomposició, donant-los més
resistència a la descomposició subseqüent. Per tant, la MOS és estabilitzada per la seva resistència
bioquímica a la descomposició, inherent o adquirida (Cadisch i Giller, 1997 -citats per Six et al.,
2002-). Quan es considera la protecció bioquímica de la MOS, es necessari tenir en compte el
concepte del nivell de saturació de C d’un sòl en un cert ecosistema, aquest concepte clau es
desenvoluparà mes endavant.
L’estabilització bioquímica de la MOS correspon a la fracció o reservori anomenat
“passiu” (Parton et al., 1987 -citat per Six et al., 2002-) i la mida d’aquesta porció ha estat
identificada analíticament com la fracció no hidrolitzable sota un atac àcid (Leavitt et al., 1996;
Paul et al., 1995; Trumbore 1993 -citats per Six et al., 2002-). Usant el mètode de datació de C-14,
s’ha trobat que, en la capa superficial del sòl, el C no hidrolitzable és aproximadament 1300 anys
més antic que el C total del sòl (Paul et al., 2001). L’estabilització d’aquest compartiment i la seva
subseqüent edat més antiga és probablement el resultat de la seva composició bioquímica (Six et
al., 2002). Tot i això, cal comentar que la relació entre la biodegradabilitat i la facilitat d’hidrolitzar
la MOS ha estat qüestionada després de no trobar grans diferències entre les dinàmiques de
fraccions de C hidrolitzables i no hidrolitzables (Balesdent, 1996). Altres autors, però, com Six et
al. (2002), escullen la tècnica de la hidròlisi àcida per diferenciar el compartiment de C passiu i
més antic, argumentant que és la millor tècnica disponible i la més senzilla per definir aquest
compartiment de C, ’després que s’hagi demostrat que altres mètodes no són apropiats per
aquestes aplicacions (Paul et al., 2001; Trumbore, 1993 -citat per Six et al., 2002-).
32
D’altra banda, Lützow et al. (2006) defineixen l’estabilització bioquímica com la conservació
selectiva donada per l’acumulació de molècules recalcitrants durant la mineralització dels
components més làbils, i diferencien entre la recalcitrància primària, com una funció de les seves
característiques moleculars autòctones, que també podriem anomenar recalcitrància heretada, i la
recalcitrància secundària dels productes microbians i faunístics, els materials carbonitzats i els
polímers húmics. Per tant, aquesta classificació de recalcitràncies de Lützow et al. (2006) es pot
comparar amb la divisió de la composició química inherent o adquirida que afavoreix la
resistència de la MO a la descomposició.
La recalcitrància primària és la dels desfets de la planta i els rizodipòsits (dipòsits en les arrels).
Aquests residus aeris i subterranis de la vegetació estan compostos per barreges complexes de
components orgànics, principalment polisacàrids (midó, cel·lulosa, hemicel·lulosa i pectina; entre
50 i 60%) i lignina (15-20%), però també per proteïnes, polifenols (com els tanins), clorofil·la,
cutina i suberina, lípids i ceres (10-20%). Alguns d’aquests compostos són considerats menys
biodegradables degut a la seva composició estructural (Lützow et al., 2006).
La relativa abundància d’aquests components varia notablement entre les diferents espècies de
plantes (Kögel-Knabner, 2002 -citat per Lützow et al., 2006-), però aquesta variabilitat només es
coneix per un nombre limitat d’espècies vegetals (Lützow et al., 2006). Pels cultius d’agricultura,
com els cereals o les plantes farratgeres, les dades disponibles indiquen que durant el creixement
de les plantes fins a la maduresa, sobre un 20% en el cas dels cereals i un 50% en el cas de les
plantes farratgeres del C total assimilat que és traslladat a les arrels està subjecte a la
descomposició (Hansson i Steen, 1984; Paustian et al., 1990; Kuzyakov et al., 1999; Kuzyakov i
Domansky, 2000; Augustin et al., 2002 -citats per Lützow et al., 2006-). La lignina i suberina es
consideren sovint com a precursores dels compartiments estables de MO (Lynch i Whipps, 1990;
Balesdent i Balabane, 1996; Nierop, 1998; Rumpel et al., 2002; Nierop et al., 2003; Nierop i
Verstraten, 2003 -citats per Lützow et al., 2006-).
Les propietats moleculars que influencien les taxes de descomposició d’aquests substrats naturals
són: la mida de partícula, la polaritat, els ponts amb èters, àtoms de C quaternaris, grups de N
fenils i heterocíclics i cadenes llargues d’hidrocarburs, entre d’altres (Ottow, 1997 -citat per
Lützow et al., 2006-). El temps de renovació dels monòmers simples com la glucosa i els
aminoàcids, com s’ha determinat en diversos experiments de laboratori, pot ocórrer en hores o
dies. Els polímers (per exemple, polisacàrids, proteïnes) tenen temps de renovació més llargs,
com setmanes, i les estructures encara més complexes com els heteropolímers es poden renovar
en mesos. Una característica de les substàncies macromoleculars làbils és l’ocurrència de lligams
hidrolítics, que són descompostos per hidrolases, un grup ubic d’enzims (per exemple, la
cel·lulasa, la glucosidasa, la pectinasa), que són capaços d’hidrolitzar lligams èter, pèptid, i altres
lligams entre C i N (Lützow et al., 2006).
Els polímers més resistents a la degradació contenen anells aromàtics, com la lignina i un rang de
molècules polimetíl·liques, com lípids i ceres, cutina i suberina (Derenne i Largeau, 2001 -citats
33
per Lützow et al., 2006-). Diverses investigacions de laboratori i de camp mostren que aquests
components són preservats de manera selectiva durant la fase inicial de degradació o
mineralització ràpida dels residus de les plantes (Kalbitz et al., 2003 -citat per Lützow et al., 2006-).
La recalcitrància secundària és dividida per Lützow et al. (2006) entre productes microbians i
faunístics, materials carbonitzats i polímers húmics. Generalment, el C de la biomassa microbiana
del sòl representa només entre un 0,3 i un 7% del contingut de carboni orgànic total (COT)
(Wardle, 1992 -citat per Lützow et al., 2006-) i la quantitat de C immobilitzat pels animals del sòl
és menor a un 1% del COT (Wolters, 2000). És per això que el paper directe de la biomassa
microbiana i faunística en ’la immobilització del C al sòl es pot considerar com a minoritari
(Scholes, 1995; -citats per Lützow et al., 2006- i Wolters, 2000). La fauna del sòl juga un rol més
important triturant els materials de les plantes, barrejant la MO en el perfil del sòl i convertint-lo
en material excretat (Lützow et al., 2006).
Tot i el paper minoritari que desenvolupen la fauna i els microorganismes, hi ha una evidència
creixent que una gran part de la MO estable dels sòls està constituïda per compostos derivats
d’aquests (Lützow et al., 2006). Els residus microbians en el sòl contenen components específics
dels microorganismes, com la mureïna, quitina i certs lípids (Kögel-Knabner, 2002 -citat per
Lützow et al., 2006-), que s’acumulen en el sòl (Kögel-Knabner, 1993; Amelung et al., 1999;
Marseille et al., 1999; Kiem i Kögel-Knabner, 2003 -citats per Lützow et al., 2006- i Guggenberger
et al., 1994). Els fongs i també algunes bactèries sintetitzen pigments negres i marrons, anomenats
melanines, dels que només es coneix una part de la seva composició. Poc se sap sobre la seva
descomposició i el seu destí en els sòls, però són considerats recalcitrants degut a la seva
estructura aromàtica (Kögel-Knabner, 2002; Knicker, 2004 -citats per Lützow et al., 2006-). Les
estructures macromoleculars orgàniques sintetitzades pels animals del sòl comprenen cutícules
quitinoses reforçades amb esclerotina, i queratines de les carcasses d’insectes herbívors, per
exemple. La seva degradació requereix una gran varietat de microorganismes especialitzats (Krsek
i Wellington, 2001; Saxena et al., 2004 -citat per Lützow et al., 2006-).
No es pot considerar estrictament estabilització bioquímica la presència de grans quantitats de
polissacàrids i proteïnes d’origen microbià associada a la matèria orgànica més vella. La presència
d’aquests components s’interpreta més aviat com el resultat d’una contínua re-síntesi microbiana i
reciclatge de biomassa (Sørensen, 1975, 1981, 1983; Amelung et al., 2002; Kiem i Kögel-Knabner,
2003; Knicker, 2004 -citats per Lützow et al., 2006- i Gleixner et al., 2002). Els rols de la re-síntesi
microbiana, el reciclatge, els mecanismes involucrats en aquests processos i el seu impacte
quantitatiu en l’estabilització de la MO en el sòl no estan, però, suficientment clars i aquest és
encara un camp prometedor de recerca (Lützow et al, 2006).
Quant als materials carbonitzats, el foc pot crear un rang de compostos aromàtics altament
condensats i complexos, anomenats genèricament black carbon (BC), MO carbonitzada o també
MO pirogènica. Aquest BC contribueix, per exemple, en més del 45% en el COT del sòl en els
Chernozems d’Alemanya (Schmidt et al., 1999; Brodowski et al., 2005) i ha estat identificat com el
34
principal responsable de la gran fertilitat de la Terra Preta (terres negres), a l’Amazònia. En sòls
amb àrees altament industrialitzades d’Alemanya, la deposició atmosfèrica de les partícules de
combustió i de la pols de carbó de les indústries processadores de carbó, poden haver arribat a
contribuir a més del 80% del COT del sòl (Rumpel, et al., 1998; Schmidt et al., 2000 -citats per
Lützow et al., 2006-). D’altra banda, els continguts de C carbonitzat són molt petits o no es poden
detectar en sòls dels boscos temperats que no han estat subjectes a cremes regulars (Skjemstad et
al., 1997; Schöning et al., 2004 -citats per Lützow et al., 2006-) i fins i tot poden ser petits en sòls
forestals que es cremen sovint (Czimczik et al., 2005 -citat per Lützow et al., 2006-). Cal dir, de
totes maneres, que aquestes estimacions es poden considerar encara provisionals, atesa la
mancança d’un mètode analític que identifiqui i quantifiqui clarament totes les formes de BC, i no
altres formes de C.
Aquest BC o també anomennat carbó vegetal (charcoal) té un temps de residència estimat d’entre
500 i 10.000 anys en els sòls (Skjemstad et al, 1998; Schmidt et al, 2002 -citats per Lützow et al.,
2006-), que fa pensar que la seva formació ve donada pels processos d’estabilització del C que
resulten en una retenció efectiva de carbó al sòl (Swift, 2001 -citat per Lützow et al., 2006-), però
hi ha una evidència creixent que la MO carbonitzada no és inert del tot als sòls (Lützow et al.,
2006). S’han identificat processos d’oxidació abiòtica del BC en sòls, responsables probablement
de la generació de capacitat d’intercanvi catiònic en aquests materials, i fins i tot alguns autors
com Bird et al (1999) van trobar que el BC podria ser degradat en l’escala temporal de dècades a
centenes. En aquest sentit, Hamer et al. (2004) van mostrar que els materials vegetals carbonitzats
són metabolitzats en una taxa major amb la presència de fonts de C fàcilment disponibles (com la
glucosa), indicant així una recalcitrància induïda per la falta dels substrats energètics (Lützow et al.,
2006). La dificultat en la quantificació del temps de residència del BC al sòl porta a incerteses
considerables respecte el seu rol en el cicle global del C (Masiello et al., 2004; Schmidt, 2004 -
citats per Lützow et al., 2006-).
Tot i que els diferents mètodes utilitzats per l’anàlisi de la MO carbonitzada presenten una gran
variabilitat en les dades (Schmidt et al., 2001 -citat per Lützow et al., 2006-), hi ha actualment
evidència de la presència de MO carbonitzada en diferents sòls (Lützow et al., 2006). A més de la
conservació selectiva, la interacció amb minerals pot ser responsable de l’estabilització de part de
la MO carbonitzada degradada (Brodowski et al., 2005). L’optimització i estandardització de la
determinació de MO carbonitzada és, per tant, un camp de recerca futura (Lützow et al., 2006).
L’últim punt que Lützow et al. (2006) analitzen de la recalcitrància secundària, dins la conservació
selectiva, és la recalcitrància dels polímers húmics. Els conceptes tradicionals de la humificació
assumeixen que els polímers húmics estan formats per la descomposició parcial dels polímers dels
residus de les plantes seguida per reaccions de condensació i polimerització (Waksman, 1938;
Kononova, 1961; Martin i Haider, 1971; Schnitzer i Kahn, 1972; Flaig et al., 1975; Stevenson,
1994 -citat per Lützow et al., 2006-). Aquests processos impliquen que els polímers formats tenen
estructures químiques úniques, diferents dels polímers precursors de la planta. D’aquesta manera
35
no són degradables pels enzims normals dels microorganismes i són, per tant, recalcitrants o
resistents a la degradació (Hedges, 1988; Stevenson, 1994 -citats per Lützow et al., 2006-).
En el context d’aquestes discrepàncies entre estudis, diversos autors (Burdon, 2001; Bladock et al,
2004 -citats per Lützow et al., 2006- i Hedges et al, 2000) han postulat que la MO del sòl és una
barreja de compostos derivats de l’activitat microbiana i vegetal i que la polimerització
extracel·lular no és rellevant en el sòl. Una altra resposta davant d’aquest context va ser la de
Piccolo (2002) que va proposar un concepte de les substàncies húmiques com a associacions de
molècules agregades entre sí de forma heterogènia i relativament petites. Segons aquest model
conceptual, les petites molècules derivades de la descomposició dels vegetals i dels residus
microbians formen grups a través d’interaccions hidrofòbiques i per enllaços d’hidrogen donant
lloc a la gran mida molecular aparent de les substàncies húmiques (gairebé macromolecular).
Actualment no està clar com aquestes molècules es podrien estabilitzar als sòls (Lützow et al.,
2006).
Els resultats recollits per Lützow et al. (2006) sobre la conservació selectiva dels compostos
orgànics degut a la seva naturalesa recalcitrant impliquen un canvi progressiu de la composició
dels residus durant les fases inicials de descomposició, però no expliquen l’estabilització a llarg
termini dels compostos potencialment làbils. Aquesta conclusió contrasta amb la de Krull et al.
(2003), que suggereixen que la conservació selectiva degut a la recalcitrància de la MO és l’únic
mecanisme pel que el CO del sòl pot ser protegit durant llargs períodes de temps (Lützow et al.,
2006). A més, tot i que molts autors afirmen que és la MO refractant o recalcitrant la responsable
de l’estabilització a llarg termini de C al sòl (Falloon i Smith, 2000 citat per Lützow et al., 2006),
els motius de la millor estabilitat d’aquesta MO antiga al sòl, el seu origen i composició, i els seus
mecanismes d’estabilització no són clars, com s’ha comentat (Lützow et al., 2006).
Tot i els diferents graus de conservació selectiva mitjançant la recalcitrància primària i secundària,
Lützow et al., 2006 conclouen que la comunitat microbiana és omnipotent en la degradació de
qualsevol MO natural en el sòl. Hamer et al. (2004) i Hamer i Marschner (2005) van mostrar que
la mineralització de MO recalcitrant es podria augmentar mitjançant l’addició de substrats
fàcilment degradables, com la fructosa, la glucosa o l’alanina. Aquest procés es va denominar
mineralització cometabòlica. Així, l’estabilitat de la MO podria també ser simplement un resultat
de l’accessibilitat de substrat i no de la seva naturalesa recalcitrant. Per tant, la recalcitrància
molecular de la MO natural no és absoluta, sinó relativa (Lützow et al., 2006).
1.8.3. Protecció física
La MOS acumulada en els microagregats esta protegida de la descomposició dels
microorganismes i els enzims degut a les barreres físiques entre el substrat i la biomassa
microbiana. L’estabilització física es afavorida per la reducció en la difusió d’oxigen dintre els
microagregats i la manca d’aigua que limiten la taxa d’activitat microbiana (Six et al., 2000).
D’altra banda, la inclusió de MO en els agregats poden produir canvis en la qualitat d’aquesta.
36
Golchin et al.(1994) van reportar diferències significatives en l’estructura química de la fracció de
MOS làbil que es trobava disponible i la que estava protegida dintre dels microagregats. La
protegida contenia una elevada concentració de C i N en comparació amb la disponible, hi havia
una major concentració d’àcids grassos, lípids, pèptids i proteïnes, mentre que la concentració de
carbohidrats i polisacàrids era baixa. Això suggereix que la transformació de la fracció làbil dintre
dels microagregats és una descomposició selectiva a favor dels components més fàcilment
degradables com són els carbohidrats, i per tant, una preservació de la fracció de carboni estable
o resistent. Les pertorbacions físiques, atès que impliquen un trencament més o menys important
dels agregats, incrementa l’accessibilitat d’aquesta MO protegida i, per tant, la facilitat que sigui
mineralitzada. Quan un sòl és utilitzat per cultivar, per exemple, una de les principals causes de la
pèrdua de la matèria orgànica és precisament el trencament dels agregats que facilita així la
disponibilitat d’aquesta. Per tant, s’ha demostrat una influencia positiva de l’agregació en el
segrest de carboni al sòl (Six et al., 2002).
La protecció física de la MO és facilment demostrable comparant l’activitat respiratòria de
mostres de sòl no pertorbades amb la de mostres que han estat subjectes a disgregació mecànica.
1.9. Saturació de Carboni i els models de la dinàmica de la MOS
La majoria dels models de la dinàmica de la MOS assumeixen una cinètica de primer ordre per a
la descomposició de la MOS en cadascun dels diferents reservoris o fraccions, que significa que
l’equilibri de la reserva de C és proporcional als inputs de C (Paustian et al., 1997). Aquests models
prediuen que el reservori de C del sòl pot, en teoria, ser incrementat sense límit, sempre que les
entrades de C incrementin, sense suposició de saturació de C (Six et al., 2002). No obstant això,
alguns autors com Campbell et al. (1991) (-citat per Six et al., 2002-) i Solberg et al. (1997) van
demostrar un límit en el contingut de C en els sòls estudiats, quan l’increment d’aquest era nul en
augmentar de dues a tres vegades el seu input. Aquests resultats van suggerir ja des d’aquell
moment que els sòls tenen una capacitat limitada d’emmagatzemar C, que seria el que en un futur
s’anomenaria nivell de saturació.
Els models de reservoris esmentats han tingut èxit durant molt de temps per representar les
dinàmiques de la MOS sota condicions normals i pràctiques de gestió habituals (Paustian et al.,
1992; Parton et al., 1994), usualment, per sòls amb nivells de C de baixos a moderats (<5%). Però
hi ha algunes situacions que posen en dubte la seva validesa per projectar les dinàmiques de la
MOS a llarg termini sota escenaris d’increment constant d’entrades de C (Donigian et al., 1997 -
citat per Six et al., 2002-). És així, com els estudis de la dinàmica de la MOS s’estan desenvolupant
sota un nou marc de referència donat pel concepte de saturació de carboni al sòl, concepte que es
refereix al limit de la capacitat d’emmagatzematge de carboni del sòl. Aquest nivell de saturació
està relacionat amb els processos fisicoquímics i biològics d’estabilització o de protecció de la
MOS. La saturació de carboni al sòl representa una limitació a aquests processos i, per tant, a la
capacitat de segrest de carboni al sòl. Així doncs, en els nous models cada reservori o “pool” té
37
una pròpia dinàmica de descomposició i els seus mecanismes d’estabilització determinats per la
saturació de carboni (veure figura 1.4)(Six et al., 2002).
Figura 1.4. Dinàmica de l’estabilització o segrest de la MOS relacionada amb els mecanismes de protecció i el nivell de saturació. Font Six et al., 2002.Els diferents mecanismes de protecció de la MOS apareixen aquí descrits com a “Silt +
clay” (protecció química), “Microaggregate” (Protecció física) i “Biochemically” (Protecció bioquímica o humificació). El terme “Non-protected” fa referència a la matèria orgànica particulada o light.
1.10. La matèria orgànica i els fangs de depuradora
La major part de les terres utilitzades en la restauració de pedreres són deficitàries en MO i un
ampli ventall de nutrients, de manera que l’aportació d’esmenes orgàniques és fonamental per
millorar-les i augmentar les possibilitats d’èxit de la restauració. És així, com la incorporació de
fangs pot ser molt útil per corregir aquesta mancança. Cal tenir en compte, però, la qualitat o el
tipus de matèria orgànica que s’hi afegeix. En els sòls agrícoles i forestals, llevat de la capa
superficial de fullaraca (virosta, horitzó orgànic), la major part de la matèria orgànica està
constituïda per humus. L’humus té una composició complexa i molt estable que el fa difícilment
degradable pels microorganismes, de manera que pot perdurar en el sòl durant molts anys. En
canvi, els residus orgànics que s’afegeixen al sòl, especialment els fangs de depuradora, tenen una
part considerable de matèria orgànica fàcilment mineralitzable o làbil, que en ser incorporada al
sòl es pot degradar en un breu període de temps. El el cas particular dels fangs de depuradora, és
comú que la matèria orgànica làbil representi d’un 50 a un 70% de la matèria orgànica total.
La relació carboni:nitrogen (C/N) és un índex que ajuda a avaluar la qualitat de la matèria
orgànica del sòl i dels adobs orgànics que s’hi incorporen. La interpretació d’aquesta relació és
diferent segons si es tracta de sòls o de residus. En sòls agrícoles i horitzons organominerals de
sòls forestals, els valors majors de 15 indiquen poca descomposició de la matèria orgànica,
38
associada a sòls pobres en nutrients o zones de climatología desfavorable, mentre que els valors
propers o inferiors a 8, en terrenys no fertilitzats amb nitrogen, corresponen a matèria orgànica
que és molt vella o humificada i, sovint, en una baixa proporció. Quant als residus orgànics, una
relació C/N>25 indica una riquesa de carboni que és característica de restes fresques o poc
degradades com, per exemple, un compost verd. Valors molt elevats de la relació C/N impliquen,
quan aquests materials són incorporats al sòl, notables creixements de la biomassa microbiana,
que pot ocasionar episodis temporals d’immobilització microbiana del N. Contràriament, els
fangs de depuradores biològiques tenen una relació C/N generalment baixa (5-9). En ser
incorporats al sòl es produeix, en aquest cas, una mineralització neta del N, fet que els converteix
en un bon adob nitrogenat.
Cal tenir en compte, de tota manera, que la relació C/N dels residus orgànics pot estar molt
influïda per la composició i els tipus de materials que els constitueixen, i també pel procés
d’elaboració o tractament, la incorporació d’additius, etc.
Per tal d’avaluar la quantitat de matèria orgànica que podrà mineralitzar-se quan un residu orgànic
s’incorpori al sòl és adient mesurar el seu grau d’estabilitat química, anàlisi que es basa en la
quantificació del carboni (o de nitrogen) que resisteix una hidròlisi àcida parcial. En aquest
context, el grau d’estabilitat o recalcitrància indica la proporció de matèria orgànica estable
respecte a la quantitat total que presenta el residu. Els residus orgànics que s’incorporen al sòl han
de tenir un mínim grau d’estabilitat. Com més gran en sigui el grau d’estabilitat, més perdurable
serà l’efecte de l’esmena orgànica en el sòl, i això tindrà una repercussió directa sobre el contingut
de matèria orgànica en els sòls restaurats. Els fangs de depuradora, malgrat haver sofert uns
processos de digestió aeròbica o anaeròbica, tenen uns graus d’estabilitat relativament baixos,
propers al 40% en molts casos. Això significa que més de la meitat de la seva matèria orgànica es
pot mineralitzar amb facilitat quan siguin incorporats al sòl. No és convenient utilitzar fangs que
tinguin un grau d’estabilitat inferior al 30% en restauracions d’activitats extractives, ja que
difícilment s’assolirà l’objectiu principal d’incrementar el contingut de matèria orgànica dels sòls
restaurats més enllà d’uns pocs mesos després d’incorporar-los. Per contra, les elevades taxes de
mineralització d’aquests materials, amb l’important alliberament de nutrients que impliquen,
poden ocasionar problemes de sobrefertilització, salinització, etc.
Els fangs de depuradora, quan s’han incorporat al sòl, incrementen l’activitat dels
microorganismes que degraden una part important de la matèria orgànica afegida, la fracció més
fàcilment mineralitzable o làbil. Després d’un any, la meitat o més del carboni afegit s’ha
transformat en CO2, i també s’ha transformat una bona part del nitrogen, que passa a formes
amoniacals i, posteriorment, nítriques (Ortiz, 1998).
Per tant, a l’hora de caracteritzar fangs de depuradora per veure la seva viabilitat per a restaurar
sòls o per adobar-los és imprescindible de quantificar-ne el contingut de matèria orgànica que
tenen i la seva estabilitat. Caldria, a més, descartar aquells fangs que presentin valors superiors al
80% de matèria orgànica, ja que són indicatius de fangs amb matèria orgànica poc estabilitzada.
39
Cal tenir en compte, d’altra banda, que la taxa de descomposició (una de les vies principals
d’output de C i MOS en general) del C aportat pel fang de depuradora es pot veure afectada, a part
de per les característiques del propi fang (com la font i la composició), per les característiques del
sòl (com la textura i el pH), les condicions ambientals (com la temperatura i la humitat) i les
condicions d’aplicació del fang (per exemple, la taxa de càrrega i el mètode d’aplicació) (Ortiz,
1998).
En qualsevol cas, és comú que la incorporació de fangs de depuradora a substrats de restauració
vagi seguida d’un període, generalment d’uns quants mesos, d’una intensa activitat
mineralitzadora. Aquest fet es pot considerar positiu des del punt de vista de l’ecologia de la
restauració, ja que suposa un important alliberament de nutrients que faran possible l’establiment
d’una coberta vegetal més o menys estable. Però aquesta remarcable activitat de mineralització
també pot implicar uns riscos, com són l’increment en les pèrdues de nutrients per lixiviació, i la
pèrdua de matèria orgànica del sòl, en comparació amb els nivells assolits just després de l’adobat
orgànic (Ortiz, 1998).
El risc d’exportar quantitats importants de nutrients, que pot contaminar d’altres sistemes
adjacents al sòl –com l’atmosfera i els cursos superficials o freàtics d’aigua– pot ser controlat
mitjançant la restricció de la dosi de fangs a incorporar al sòl, o la superfície total a tractar per
adobat orgànic.
Quant a la pèrdua de matèria orgànica, el nivell final d’equilibri que assoliran els sòls adobats amb
fangs de depuradora serà el balanç resultant dels outputs (essencialment, per mineralització, tot i
que també pot ser per escolament, erosió i lixiviació) i els inputs (nova incorporació de matèria
orgànica a partir dels residus d’animals i plantes que colonitzaran la superfície restaurada). No es
contempla, en casos de restauració de sòls, la incorporació reiterada de residus orgànics, sinó que
l’aplicació és pràcticament sempre única.
Cal notar, en la previsió d’aquest balanç, que la determinació del grau d’estabilitat de la matèria
orgànica dels fangs ens dóna una estimació de la quantitat màxima de matèria orgànica que es
podrà mineralitzar, ja que constitueix una mesura de la matèria orgànica bioquímicament estable
o recalcitrant que hi ha als fangs. La mineralització de la matèria orgànica làbil i, en conseqüència,
potencialment mineralitzable, dependrà però de la intensitat en què actuïn els mecanismes de
protecció física i química un cop els fangs hagin estat incorporats al sòl. En aquest sentit, convé
tenir present que els substrats de restauració acostumen a ser quasi exclusivament minerals i que,
per tant, és previsible que estiguin molt lluny de la seva capacitat de saturació de C.
Per tant, no sembla forassenyat pensar que la incorporació de fangs de depuradora al sòl durant
el procés de millora del substrat hagi de repercutir, malgrat que la proporció de matèria orgànica
estable sigui baixa, en un increment mantingut en el temps en la concentració de MOS,
fonamentalment per la conservació de la MO recalcitrant i la protecció d’una porció més o meny
rellevant de la MO làbil.
40
2. OBJECTIUS
2.1. Objectiu general
Avaluar els processos d’estabilització de la MOS en relació a la capacitat de segrest de carboni i la
qualitat de la matèria orgànica d’un sòl restaurat amb fangs de depuradora mitjançant la
quantificació de la seva quantitat total i de diferents fraccions rellevants, i el seu paper com a
reservori de carbon en el context del canvi climàtic.
2.2. Objectius específics
Quantificar els canvis temporals de la quantitat i qualitat de carboni(làbil i resistent)
segrestat en un sòl restaurat amb fangs de depuradora.
Determinar si la dosi aplicada de fang durant el procés de restauració té repercussió en
la quantitat i qualitat de carboni segrestat.
Valorar el paper d’un sòl restaurat amb fangs de depuradora en la dinàmica del canvi
climàtic.
Proposar aspectes claus per a una millora futura de la gestió en la restauració i
conservació del sòls degradats per activitats extractives.
41
3. DESCRIPCIÓ DE LA ZONA D’ESTUDI
Les parcel·les es van instal·lar en una zona de talussos restaurats l’any 1992 en una pedrera de
l’empresa Rubau S.A. situada a la part nord de Girona (Ctra. De Palamós, s/n). Es tracta d’una
pedrera de calcàries eocèniques on s’extreuen materials per a la construcció.
Aquesta pedrera es va seleccionar per tenir un material geològic calcari que proporciona un
substrat òptim per l’aplicació de fangs i, per la proximitat a l’estació depuradora d’aigües residuals
de Girona (DARGISA) que va subministrar els fangs. A més, és una pedrera de dimensions
mitjanes, representativa de les extraccions de calcària. En la figura 3.1 es pot observar la zona on
s’ubica la pedrera.
Pel que fa al clima, la zona s’emmarca dins del Mediterrani Prelitoral Nord, exceptuant a la seva part més oriental i a l’extrem meridional, on es pot qualificar de Litoral. La precipitació mitjana anual augmenta en sentit SE–NW, registrant-se des de valors al voltant dels 650 mm fins a precipitacions abundants, al voltant dels 1000 mm a l’extrem nord-occidental. La màxima precipitació es dóna a la tardor i a la primavera. Només el mes de juliol és àrid. Els hiverns són moderats i els estius calorosos, sent l’amplitud tèrmica entre baixa i mitjana. El període lliure de glaçades va de maig a setembre (Servei Meteorològic de Catalunya).
EDAR
PEDRERA
Figura 3.1. Ortofotomapa de la zona on s’ubica la pedrera i l’EDAR. Font: Institut Cartogràfic de Catalunya (ICC).
42
4. MATERIAL I MÈTODES
4.1. Disseny experimental
Aquest treball es basa en una de les primeres experiències d’utilització de fangs de depuradora en
la restauració de pedreres de calcària que es va realitzar a Catalunya, l’any 1992. L’objectiu
d’aquesta primera experiència va consistir fonamentalment en l’assaig de dues dosis i dues formes
d’aplicació diferents.
La dosi de fang que es va assajar en aquells moments correspon a un 7,5%11 de matèria seca de
fang sobre terra fina seca (<2mm) i es va assajar també una dosi doble, considerant que
l’aplicació de fangs en la restauració no és tant limitant com en l’agricultura i per tal d’avaluar
l’efecte que podria tenir alguna possible acumulació local de fang al llarg del pendent del talús o
bé un augment accidental de la dosi aportada com a conseqüència d’algú problema tècnic en
l’aplicació.
Quant a la forma d’aplicació, pel fet de ser una experiència pionera d’aplicació real d’aquest
material al camp va sorgir el dubte de quina seria la millor forma d’integrar els fangs amb el sòl, i
per tant, es va decidir experimentar dues formes d’aplicació:
Aplicació directa o tipus A: Aplicació sobre la superfície del sòl i posterior
incorporació amb un motocultor.
Barreja prèvia o tipus B: Es va barrejar prèviament el sòl amb els fangs en piles i es va
aplicar posteriorment la mescla sobre el talús.
Per tant, la combinació de les dues dosis de fang, més el tractament de control de terra sola (C)
juntament amb les dues formes d’aplicació assajades va donar un total de 5 tractaments bàsics,
com es pot veure a la figura 4.1.
11 Aquesta dosi es va situar en els 200 Mg ha-1
Forma d’aplicació
Aplicació directa Barreja prèvia
0% C
7,5%
7A 7B
Dos
i de
fan
g
15%
15A 15B
Figura 4.1. Esquema dels tractaments provats en l’aplicació dels fang en la restauració. La dosi de fang de 7,5% s’anomena 7 i la del 15% s’anomena 15. Font: Adaptat d’Ortiz, 1998.
43
La part de la pedrera on es van a dur a terme les tasques de restauració té un pendent del 27 ±
0,78% i una orientació SW. Comprèn un conjunt de talussos d’uns 30-50m de longitud separats
per bermes de 5m d’amplada. En aquests talussos es van muntar quatre parcel·les experimentals
de cada tipus (dosi x forma d’aplicació), de 100m2 cadascuna (5 x 20 m) i amb un gruix de sòl
restaurat sobre el substrat rocós de 40cm. Aquestes parcel·les es trobaven separades entre si per
passadissos d’1 m. Les aplicacions dels fangs es va realitzar utilitzant la maquinària pròpia de
l’explotació amb l’objectiu de simular les condicions reals de treball. Cal destacar que el
procediment d’aplicació directa (A) va comportar en aquell moment bastants problemes de
maneig a causa de les característiques dels fangs, i per això, la forma que avui en dia s’utilitza més
es la de barreja prèvia (B), que a més a més assegura una millor incorporació dels fangs a la matriu
mineral del sòl. Donat que s’ha convertit en la forma d’incorporació més habitual dels fangs en
aquest context, en el present treball es treballarà només amb mostres de la forma d’aplicació B.
4.2. Caracterització del sòl i fangs utilitzats per a la restauració
Donat que en el projecte de restauració de l’activitat no s’havia previst el decapatge del sòl que
havia de ser afectat per l’explotació, no s’havia conservat i es va haver d’importar terres de rebaix
d’obres d’una zona propera a la pedrera per a poder fer la restauració.
Aquesta terra es va mesclar amb els fangs de depuradora segons les dosis establertes i aquesta
barreja va constituir el sòl de restauració. Els fangs utilitzats provenien de l’EDAR de Girona
(DARGISA) i havien sofert un tractament de digestió anaeròbia.
Els sòls que es van utilitzar per a la restauració no tenien una qualitat excessivament baixa,
malgrat que presentaven uns nivells relativament baixos de matèria orgànica. A la taula 4.1 es
presenten les principals característiques analítiques del sòl i del fangs utilitzats en el procés de
restauració.
Taula 4.1. Paràmetres químics i físics dels sòls i fangs utilitzats en la restauració
Paràmetres Sòl Fang
Sorra grollera (%) 17,83 ± 0,6 10,88 ± 0,9 Sorra fina (%) 36,15 ± 0,9 26,30 ± 1,8 Llim (%) 17,67 ± 3,9 26,86 ± 1,0 Argila (%) 27,95 ± 0,3 34,86 ± 0,7 pH (KCl) 7,48 ± 0,1 6,73 ± 0,1
CaCO3 (g kg-1) 69,7 ± 14,48 72,9 ± 0,6
C orgànic(g kg-1) 6,6 ± 1,1 226,5 ± 3,4
N total (g kg-1) 0,75 ± 0,1 41,6 ± 9,4
P total (g kg-1) 1,4 ± 0,3 72, 8 ± 10,6
44
4.3. Caracterització i anàlisi dels sòls restaurats
Els paràmetres químics i biològics que s’han considerat en aquest estudi per tal d’avaluar la
capacitat de segrest de carboni i la qualitat de la MO del sòl restaurat amb fangs de depuradora es
presenten a la taula 4.2 (veure els procediments dels mètodes analítics a l’annex 10.3). El carboni
oxidable total i el carboni no hidrolitzable han estat analitzats, també en les mostres inicials que es
van agafar l’any 1992 i que es conserven a l’edafoteca del laboratori de sòls del CREAF.
Taula 4.2. Paràmetres químics i biològics en que s’ha fonamentat l’estudi de la capacitat de segrest de carboni i la qualitat de MO del sòl restaurat amb fangs de depuradora amb les seves unitats i els mètodes analítics utilitzats
Paràmetre Unitats Mètode
Carboni orgànic oxidable total( Corg total) g kg sòl-1 Oxidació via humida
Carboni no hidrolitzable (CNH) g kg sòl-1 Hidròlisi àcida + Oxidació via humida
Carboni extractable amb sulfat de potassi (C-K2SO4)
mg kg sòl-1 Extracció + Oxidació via humida
Carboni extractable amb cloroform (C-CHCl3)
mg kg sòl-1 Fumigació-Extracció + Oxidació via humida de Vance et al.
Activitat respiratòria (ARP) mg C-CO2. kg sòl-1.dia-1 Incubació i captació del CO2 amb NaOH
Coeficient de mineralització del carboni (CMC)
mg C-CO2 g-C-1 dia-1 Càlcul
Quocient metabòlic microbià (qCO2) any-1 Càlcul
Taxa de mineralització de la MOS (k) any-1 Paràmetres del model de
mineralització
Temps mitjà de residència (TMR) dia Paràmetres del model de
mineralització
Els efectes de la dosi de fangs sobre el valor analític dels paràmetres considerats s’han avaluat
mitjançant anàlisi de variància (ANOVA), prenent la dosi nominal de fangs com a font de
variació (variable independent), utilitzant el programa StatView.
D’altra banda, per a l’estudi de la dinàmica de la MOS s’ha utilizat un model diferencial d’una fase
utilitzant el programa Statistica. Aquest model assumeix que la MO de cada reservori segueix una
cinètica de mineralització de primer ordre, tal com s’expresa a la següent expressió:
tkorgorgtotal eCC ·
)0( ·
On Corg total: C a la MOS al llarg de la incubació. Corg(0): C a la MOS a l’inici de la incubació. k: Taxa de mineralització de la MOS t: temps
45
Aquest model diferencial ha permés l’estimació de la taxa de mineralització de la MOS (k) i el seu
temps mitjà de residència al sòl (TMR = 1/k).
La parametrització del model s’ha fet mitjançant la incubació de mostres de sòl (equivalents a 35
g de matèria seca) de les diferents parcel·les experimentals a 21ºC i al 50% de capacitat de camp
durant un període de 154 dies, durant el qual s’ha anat mesurant periòdicament la producció de
CO2 de les mostres, els dies 3, 12, 21, 42, 70, 117 i 154 posteriors al muntatge de la incubació.
Durant aquest període s’han incubat un total de 3 mostres de cada parcel·la experimental.
4.4. Determinació del contingut de Carboni orgànic oxidable total (Corg total)
Per a la determinació del Corg total es va utilitzar el mètode de l’oxidació per via humida proposada
per Nelson i Sommers (1982). Es basa en l’oxidació del carboni orgànic amb dicromat de potassi
en medi àcid, i la posterior valoració de l’excés de crom mitjançant una sal de ferro (Sal de Mohr).
Aquest mètode és aplicable a sòls amb nivells de MO moderats o moderadats-alts, però pot
presentar problemes quan el sòl és ric en clorurs, els nivells de MO són molt alts (com en el cas
dels fangs de depuradora aïllats) o quan la MO no és fàcilment oxidable. En el nostre cas, i per tal
d’assegurar una bona recuperació de la matèria orgànica del sòl, l’oxidació s’ha realitzat a una
temperatura de 150ºC.
4.5. Determinació del contingut de Carboni no hidrolitzable (CNH)
La quantificació del contingut de CNH, és una mesura aproximada del contingut de MOS
resistent a la mineralització gràcies als mecanismes de protecció bioquímica. Per a la determinació
de CNH es va utilitzar el mètode de la hidròlisi àcida amb àcid clorhídric (HCl) 6M amb una
temperatura de digestió de 105ºC durant 18 h, proposada i utilitzada per Oades et al. (1970).
Aquest mètode es realitza en dues etapes, la primera és la hidròlisi àcida per tal de separar la MO
no resistent, i la segona etapa és la valoració del contigut de MO resistent a la hidròlisi, després de
tres rentats successius del residu sòlid hidrolitzat amb aigua destil·lada, utilitzant l’oxidació per via
humida amb el mateix mètode descrit al punt 4.4.
4.6. Carboni extractable amb sulfat de potassi (C-K2SO4)
La quantificació del carboni extractable amb sulfat de potassi K2SO4 0,5 M, és una mesura de la
quantitat de la MOS làbil. El procediment d’extracció és el mateix que s’utilitza en el mètode de
fumigació i extracció proposat per Vance et al. (1987) per a la quantificació de la biomassa
microbiana del carboni.
46
4.7. Carboni extractable amb cloroform (C-CHCl3)
Es va determinar mitjançant el mètode de fumigació i extracció proposat per Vance et al. (1987),
derivat del mètode de fumigació i incubació de Jenkinson i Powlson (1976). El mètode es basa en
la fumigació amb cloroform CHCl3 que provoca la mort de les cèl·lules microbianes del sòl i el
trencament de les membranes cel·lulars. D’aquesta manera el contingut citoplasmàtic es abocat al
sòl i s’extreu amb sulfat de potassi K2SO4 0,5 M per després així, poder quantificar-ne els
diferents components. Aquest mètode per tant, consta de tres fases: fumigació amb cloroform,
extracció amb K2SO4 i determinació del carboni de la biomassa microbiana mitjançant l’oxidació
via humida segons Vance et al.(1987). El mètode requereix la utilització d’un blanc que correspon
a la quantitat de C extractable amb K2SO4 a la mostra no fumigada (segons el punt 4.6) i, per tant,
es pot considerar una mesura directament proporcional a la biomassa microbiana de C.
4.8. Activitat respiratòria potencial (ARP)
En el present treball l’activitat potencial es considera com la producció de CO2 per part d’un sòl
incubat en condicions òptimes de temperatura (21ºC), humitat (40-60% de la capacitat de camp) i
a les fosques durant un periode de temps determinat, en aquest cas va ser de 154 dies. Durant
aquest temps el CO2 produït en la respiració va ser recollit en una solució d’hidròxid de sodi
(NaOH) de concentració coneguda (1M), posteriorment es va determinar la concentració
d’hidròxid de sodi a la solució que no va ser consumida pel CO2 i es compara amb la d’un
recipient sense sòl (blanc). La recollida del CO2 es va realitzar durant 7 periodes de temps del
total de la incubació, tal com consta al punt 4.2, per tal d’obtenir els punts necessaris per a
modelitzar la dinàmica de descomposició de la MOS..
4.9. Coeficient de Mineralització del Carboni (CMC)
Aquest paràmetre proposat per Dommergues (1960) no és un paràmetre analític determinat
directament sinò que és una relació entre diferents mesures efectuades. El CMC, calculat com a
quocient entre el carboni de CO2 determinat mitjançant la activitat respiratoria potencial en un
període de temps determinat per un sòl respecte del Corg total que conté. És un paràmetre que
indica quina fracció de la MOS es mineralitza en aquell període.
4.10. Quocient metabòlic microbià (qCO2)
El qCO2 és un paràmetre indicador de l’activitat mineralitzadora dels microorganismes del sòl, ja
que relaciona la quantitat de CO2 produït en un determinat intèrval de temps amb la biomassa
microbiana responsable d’aquesta producció. En el nostre cas, hem utilitzat com a mesura de la
biomassa microbiana la quantificació del C extractable amb cloroform (segons el punt 4.7
d’aquest treball). El qCO2 és un indicador força sensible de la fracció de la biomassa microbiana
47
del sòl que es manté biològicament activa (Anderson, 1994), ja que en mesura l’ús de C orgànic
amb finalitats energètiques, i per tant és sensible als canvis en la disponibilitat de nutrients al sòl.
En ser una mesura del consum energètic de la biomassa microbiana, sovint és un quocient que
s’utilitza com a indicador d’estrès microbià. En aquest sentit, un increment en aquest quocient
indica una major necessitat d’energia per a la biomassa microbiana, explicable per la necessitat de
defensar-se activament d’algun agent extern (salinitat, metalls, etc.).
4.11. Paràmetres del model
Les mesures de producció de CO2 de les mostres de sòl al llarg del període d’incubació s’han
utilitzat per tal de parametritzar el model exponencial de mineralització de la MOS. L’ajust del
model s’ha fet amb el programa Statistica, amb un número mínim de 50 iteracions per tal de cercar
el quadrat mínim possible.
En el nostre model, el paràmetre ajustat correspon a la k, que és la taxa de mineralització de la
matèria orgànica. Atès que el temps ha estat introduït en el model en dies, el valor de k té unitats
de dia-1. El seu significat correspon a la fracció de MOS que és mineralitzada en aquest període
(en el nostre cas, 1 dia). Per exemple, un valor de k de 0.02 d-1 significa que per cada g de MOS
s’en mineralitzen 0.02 g en un dia.
Els valors obtinguts de k permeten calcular el temps mitjà de residència (MRT) de la MOS, en les
condicions d’incubació, que correspon a l’invers de k. En el nostre exemple, la matèria orgànica
que té una taxa de mineralització de 0.02 d-1 té un MRT de 1/0.02 = 50 dies.
48
5. RESULTATS
5.1. Carboni orgànic oxidable total (Corg total)
L’ANOVA demostra (F=78.99 i p<0.0001, taula 5.1) que l’addició de fangs va incrementar
sensiblement el contingut de C orgànic a les diferents parcel·les l’any 1992, fins a 12.22 g.kg-1 a les
parcel·les 7B, i 14,89 g.kg-1 a les 15B, respecte als 7,00 g.kg-1 presents a les parcel·les control.
L’anàlisi de les mostres de l’any 2009 segueixen indicant un efecte clar de la dosi de fangs sobre el
contingut de C orgànic (F=20.69 i p<0.0001, taula 5.2), per bé que sembla que hi ha una lleugera
tendència a reduir els nivells de MO a les parcel·les que contenen fangs, aproximadament un 12%
a la parcel·la 7B i 5% a la 15B, mentre que la parcel·la control ha experimentat un augment del
5%, però s’ha de tenir en compte que la variabilitat de les dades finals és més gran que la
variabilitat de les inicials (figura 5.1).
Taula 5.1. Resultats dels paràmetres químics i biològics analitzats a les mostres de l’any 1992 en funció de la dosi de fangs aplicades amb els seus respectives errors expresats com la seva desviació estàndar i els valors de
significança estadística obtinguts mitjançant un anàlisi de variància
Paràmetre C 7B 15B F P
Corg total (g.kg-sòl-1) 7,00a ± 1,86 12,22b ± 1,06 14,89c ± 1,64 78,99 <0,0001
CNH (g.kg-sòl-1) 4,01a ± 1,85 4,50ab ± 0,94 5,55b ± 0,85 4,44 0,0196
CNH (gC.gC-1) 0,64a ±0,42 0,36 b± 0,06 0,37b ± 0,03 5,01 0,0126
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
C 7B 15B
Tipus de tractament
Cor
g to
tal (
g/kg
sòl
)
1992
2009
Figura 5.1. Carboni orgànic oxidable total quantificat pels diferents tipus de tractament en els dos periodes de temps, 1992 i 2009.
49
5.2. Carboni no hidrolitzable (CNH)
L’ANOVA demostra (F=4.44 i p<0.0196, taula 5.1) que els resultats obtinguts pel CNH a les
mostres de l’any 1992, no presenten una diferència clarament significativa en funció de la dosi de
fangs aplicades. No obstant, en proporció (gC.gC-1) es pot observar que el contingut de MOS
estable és significativament més alt a la parcel·la control (aproximadament el doble) en
comparació a les parcel·les amb fangs (P=0.0126). En aquestes últimes es pot veure que
inicialment el contingut de MOS estable és independent de la dosi de fangs aplicada, i que el
resultat depèn del fet d’haver incorporat o no fangs de depuradora al sòl.
D’altra banda, l’anàlisi de variància (F=42,92 i p<0.0001, taula 5.2) de les mostres de l’any 2009,
mostren que el contingut de MO resistent a la mineralització s’ha incrementat a les parcel·les amb
fangs, i que aquest augment de l’estabilitat de la MOS es correlaciona significativament amb la
dosi de fangs aplicada, així a una dosi més alta de fang el contingut de MOS estable és major. La
proporció de C orgànic resistent (gC.gC-1) l’any 2009 s’ha duplicat a les parcel·les tractades amb
fangs respecte als nivells de l’any 1992, canviï això ha portat a què no hi hagi diferències
significatives entre les parcel·les amb fangs i les control (figura 5.2).
Taula 5.2. Resultats dels paràmetres químics i biològics analitzats a les mostres de l’any 2009 en funció de la dosi de fangs aplicades amb els seus respectives errors expresats com la seva desviació estàndar i els valors de
significancia estadística obtinguts mitjançant un anàlisi de variància
Paràmetre C 7B 15B F p
Corg total (g.kg sòl-1) 7,33a ± 1,12 10,77b ± 2,31 14,14c ± 5,80 20,69 <0,0001
CNH (g.kg sòl-1) 4,24a ± 1,74 6,68b ± 1,12 8,22c ± 1,56 42,92 <0,0001
CNH (gC.gC-1) 0,57a ± 0,21 0,63a ± 0,12 0,66a ± 0,27 1,24 0,2943
C-K2SO4 (mg.kg sòl-1) 51,75a ± 10,70 77,70b ± 12,68 93,83c ± 24,94 36,13 <0,0001
C-K2SO4 (mg.g C-1) 7,19a ± 1,85 7,50a ± 1,96 7,87a ± 4,39 0,31 0,7317
C-CHCl3 (mg.kg sòl-1) 149,99a ± 52,63 160,78a ± 34,56 157,20a ± 34,26 0,42 0,6570
C-CHCl3 (mg.g C-1) 20,58a ± 7,47 15,30b ± 3,43 12,37b ± 4,13 14,67 <0,0001
ARP (mg C-CO2. kg sòl-1.dies-1) 5,23a ± 1,44 5,72a ±1,18 5,68a ± 1,66 0,42 0,6584
CMC (mg C-CO2. g-C-1.dies-1) 0,72a ±0,18 0,55b ±0,12 0,45b ±0,19 7,49 0,0021
qCO2 (any-1) 14,38a ± 4,23 13,76a ± 4,01 13,77a ± 3,70 0,09 0,9094
k (any-1) 0,31a ±0,08 0,23b ±0,04 0,19b ±0,08 7,94 0,0015
MRT (dies) 1236a ± 272 1657b ± 365 2175c ± 754 10,24 0,0003
50
0123456789
10
C 7B 15B
Tipus de tractament
CN
H (
g/kg
sòl
)
1992
2009
5.3. Carboni extractable amb sulfat de potassi (C-K2SO4)
L’ANOVA demostra (F=36,13 i p<0,0001, taula 5.2) que el contingut de MO làbil augmenta en
funció de la dosi de fangs aplicada i que aquesta relació és significativa. Tot i això, quan s’observa
el contingut de MO làbil en proporció al contingut del carboni present al sòl, troben que no hi
han diferències significatives entre les parcel·les control i les parcel·les amb fangs (F=0,31 i
p=0,7317, taula 5.2). Dit d’una altra manera, la proporció de C extractable amb K2SO4 és la
mateixa en tots els tipus de parcel·les.
5.4. Carboni extractable amb cloroform (C-CHCl3)
L’ANOVA demostra (F=0,42 i p=0,6570, taula 5.2) que els resultats que s’han obtingut en la
mesura indirecta de la biomassa microbiana en termes absoluts (mg.kg sòl-1) no presenten una
diferència significativa en funció de la dosi de fangs aplicada. Ara bé, l’anàlisi de variància mostra
també (F=14,67 i p<0,0001, taula 5.2) que la proporció de C-CHCl3 (mg.g C-1), si té una variació
significativa en funció de la dosi de fangs utilitzada per a la restauració, i és menor a les parcel·les
tractades amb fangs.
5.5. Activitat Respiratòria Potencial (ARP)
L’ANOVA demostra (F=0,42 i p=0,6584, taula 5.2) que els resultats que s’han obtingut en les
determinacions de l’ARP no presenten diferències significatives en funció del tipus de tractament,
i es pot dir, que l’activitat respiratòria és la mateixa en totes les parcel·les.
Figura 5.2. Carboni no hidrolitzable quantificat pels diferents tipus de tractament en els dos periodes de temps, 1992 i 2009.
51
5.6. Coeficient de Mineralització del Carboni (CMC)
L’ANOVA demostra (F=7,49 i p=0,0021, taula 5.2) que la proporció a la quantitat de carboni
orgànic que es mineralitza és significativament menor a les parcel·les amb fangs. Aquest resultat
coincideix amb els valors dels paràmetres obtinguts del model, k i MRT.
5.7. Quocient metabòlic microbià (qCO2)
L’ANOVA demostra (F=0,09 i p=0,9094, taula 5.2) que l’activitat mineralitzadora de la biomassa
microbiana és la mateixa per als tres tipus de parcel·les. És a dir, que l’addició dels fangs no ha
deixat cap efecte residual sobre l’activitat metabòlica de la biomassa microbiana del sòl.
5.8. Paràmetres del model: k i TMR
De manera anàloga al que s’ha obtingut per al CMC, l’ANOVA demostra (F=7,94 i p=0,0015,
taula 5.2) que la taxa de mineralització de la matèria orgànica (k) varia significativament pel fet
d’haver incorporat fangs, però que els canvis no són significatius entre les dues dosis de fangs.
Quan al TMR, l’anàlisi de variància sí que mostra en aquest cas (F=10,24 i p=0,0003, taula 5.2)
que augmenta significativament en funció de la dosi de fangs. Cal destacar que el TMR de la
matèria orgànica és gairebé 2,5 anys superior al del control, a les parcel·les tractades amb la dosi
alta de fangs.
52
6. DISCUSSIÓ
Dos fets fonamentals per a l’estudi de la capacitat de segrest de carboni i la qualitat de la MO dels
sòls restaurats amb fangs de depuradora han estat constatats en aquest treball: la conservació del
contingut total de MOS i l’augment de la seva estabilitat final a nivells més alts que els de la MOS de les
parcel·les de control, que es tradueix en un major temps de residència al sòl.
És justament la combinació d’aquests dos fets a les parcel·les tractades amb fangs de depuradora
la que considerem molt rellevant en el context del segrest de C al sòl. L’increment en l’estabilitat
de la matèria orgànica era del tot esperable, si tenim en compte que els fangs de depuradora
porten una gran proporció de matèria orgànica làbil i que, en conseqüència, es pot mineralitzar
fàcilment un cop incorporada al sòl. Aquesta mineralització ràpida, doncs, és la responsable que
romanguin al sòl els compostos més recalcitrants i per tant que incrementi el grau d’estabilitat de
la matèria orgànica. D’altra banda, la conservació dels nivells de MOS implica que se n’ha produït
un recanvi, és a dir, que les pèrdues per mineralització han estat compensades per la incorporació
de nous components orgànics a partir de la biota que ha colonitzat les superfícies restaurades.
La hipòtesi del recanvi de MOS per mineralització de les fraccions làbils dels fangs i incorporació
de restes orgàniques, fonamentalment vegetals, pot explicar el manteniment dels nivells de MOS.
Però no el fet que el temps mitjà de residència de la MOS incrementi a les parcel·les tractades
amb fangs més enllà dels valors que mostra la matèria orgànica de les parcel·les de control, ja que
(i) la matèria orgànica que es va incorporar amb els fangs presentava un grau de protecció
bioquímica molt baix, i (ii) la qualitat de la matèria orgànica que s’ha anat incorporant al sòl
durant aquests anys ha estat presumiblement equivalent a totes les parcel·les. En aquest sentit, el
seguiment que es va efectuar a les parcel·les experimentals en relació al desenvolupament de la
vegetació (espècies i recobriment) durant el primer any i l’observació de l’estat actual de la
vegetació de les parcel·les (dades no mostrades) no suggereixen diferències en la qualitat de la
matèria orgànica que s’incorpora anualment al sòl. Això fa pensar que, de manera addicional a
aquest recanvi de la MOS, és possible que una part de la MO dels fangs encara es conservi al sòl
de les parcel·les on va ser incorporada, tant la fracció que a l’inici ja estava protegida
bioquímicament com una porció més o menys rellevant de la MO làbil, que pot haver quedat
protegida de la mineralització per exclusió biòtica (protecció química i física) o que, com a
conseqüencia de l’activitat microbiana, s’hagi humificat tornant-se més estable, procés que posa
en evidència Lützow et al. (2006) quan fa referència a la recalcitrància dels polimers humificats i
que no és més que la protecció bioquímica de Six et al. (2002).
En aquest treball hem assajat dues aproximacions per a avaluar l’estabilitat de la MOS. D’una
banda, els resultats obtinguts pel CNH a l’any 2009 demostren que l’estabilitat bioquímica de la
MOS dels sòl restaurats s’ha incrementat i és similar a totes les parcel·les. D’altra banda, les
mesures de l’activitat heterotròfica han demostrat que la mineralització de la matèria orgànica és
menor a les parcel·les tractades amb fangs i, dins d’aquestes, menor com més gran hagi estat la
dosi de fangs aportada. Aquests resultats només són contradictoris en aparença, ja que les
53
mesures del CNH ens aporten informació sobre el C protegit per mecanismes bioquímics,
mentre que les mesures respiromètriques ens informen de la quantitat de MOS que es mineralitza
i per tant de la fracció de MOS que, gràcies a mecanismes no únicament bioquímics, està
protegida. La discrepància aparent, doncs, entre els resultats obtinguts en la quantificació del
CNH i en el C mineralitzat ens indica que existeixen mecanismes addicionals de protecció de la
MOS que se sumen a la protecció bioquímica, i que aquests mecanismes són més efectius com
més alta hagi estat la dosi de fangs aportada al sòl.
D’altra banda, malgrat que la proporció de MO làbil (estimada en aquest treball com a MO
extractable amb K2SO4) presenta uns valors similars per a cada tipus de tractament, les
proporcions de biomassa microbiana (estimada com a carboni extractable amb cloroform), el
coeficient de mineralització del carboni (CMC) i la taxa de mineralització (k) són clarament
majors a les parcel·les control, fet que posa en evidència que la MOS làbil és menys activa en els
sòls restaurats en fangs, fet que reforça la hipòtesi de l’existència de mecanismes addicionals de
protecció de la MOS en aquestes parcel·les. A més a més, aquesta constatació suggereix que
aquesta mecanismes addicionals de protecció de la MOS afecten fonamentalment la MOS làbil,
que és particularment abundant en sòls tractats amb fangs de depuradores.
La mesura del quocient metabòlic microbià (qCO2), que és una estimació del consum energètic de
la biomassa microbiana del sòl, descarta la possibilitat que l’addició dels fangs hagi ocasionat cap
tipus d’estrés microbià, ja que si es compara el valors d’aquest paràmetre per a les parcel·les
control i les que tenen fangs es troba que son similars i que no hi ha cap diferència significativa
en funció de la dosi de fangs aplicada. Hi ha menys activitat heterotròfica a les parcel·les tractades
amb fangs simplement perquè hi ha menys proporció de biomassa microbiana, no perquè la
biomassa mostri un nivell d’activitat diferent. I aquest fet també és compatible amb l’existència de
mecanismes addicionals de protecció de la MOS.
Pot resultar interessant, doncs, preguntar-nos sobre quins són aquests mecanismes que
contribueixen a protegir la MOS, de manera particular a les parcel·les tractades amb fangs de
depuradora, i que afecten sobretot la MOS làbil. Segons la proposta de Six et al. (2002), els
mecanismes addicionals a la protecció bioquímica que poden estar actuant en els sòls restaurats
amb fangs de depuradora són els de protecció química i de protecció física.
La relació entre l’estabilitat de la MOS i el contingut de partícules de argila i llim, ha estat
clarament demostrat per Sørensen (1972), Merckx et al. (1985), Feller i Beare (1997) i Hassink
(1997). Aquesta protecció química, que com ja s’ha dit és el resultat de la interacció entre la MOS
i els minerals del sòl, pot haver estat important al sòl de les parcel·les experimentals gràcies al
contingut rellevant d’argiles i llims, poc més del 45%, del sòl receptor (veure taula 4.1). Els fangs
de depuradora també contenen una notable proporció de llims i argiles, tot i que la dosi en què es
van incorporar al sòl no implica canvis granulomètrics rellevants. Per tant, podem pensar que tot
i que pot haver estat un mecanisme de protecció destacat, la seva capacitat de protecció no haurà
variat pel fet d’incorporar o no els fangs.
54
Pel que fa a la protecció física, que es dóna gràcies a la incorporació de la MOS en els
microagregats, aquest mecanisme es pot haver vist afavorit pel paper positiu que té la MOS en
l’agregació i estructuració del sòls. Sort i Alcañiz (1998) van trobar que l’aplicació de fangs als sols
fa augmentar significativament la macroporositat i microporositat, a conseqüència d’aquests
processos d’estructuració del sòl.
La inclusió de MO en els agregats pot explicar que una part de la MO làbil dels sòls restaurats
sigui menys activa. Golchin et al. 1994 van reportar diferències significatives en l’estructura
química de la MOS làbil que es trobava físicament disponible i la que estava protegida dintre dels
microagregats. Els seus resultats suggereixen que la protecció física en microagregats deixa només
a l’atac dels microorganismes els components més senzills, i que les molècules més complexes,
tot i que làbils quan es troben en forma particulada o soluble, romanen efectivament protegides.
També Annabi et al. (2007) van observar que quan s’afegeixen fangs de depuradora al sòls com a
adob orgànic, s’incrementa l’estabilitat de la MOS com a conseqüència de la forta cohesió que es
dóna entre els components húmics i els agregats. El grau d’estructuració depenent de la dosi de
fangs, segons que van reportar Sort i Alcañiz (1998) a les mateixes parcel·les que hem estudiat,
pot ser doncs una de les raons que expliqui la major protecció de la MOS a les parcel·les
tractades amb fangs.
La influència de les propietats físiques sobre el segrest de carboni en els sòls, també ha estat
senyalada per Lamparter et al. (2009) els quals van trobar que hi havia una relació entre
l’estructura del sòl i el seu contingut d’humitat amb el segrest de carboni. Aquesta relació ve
donada principalment per la inaccessibilitat a l’aigua continguda dintre dels microagregats, que
interfereix per tant en la disponibilitat hídrica necessària per a la mineralització, però també han
trobat que l’aigua dels microagregats augmenta la seva tensió superficial, la qual cosa fa que
disminueixi la interacció entre l’aigua i les substancies orgàniques adsorbides i els seus grups
funcionals. Però, aquesta baixa interacció entre la MOS amb l’aigua també ve afavorida per la
hidrofobicitat de la MOS, la qual augmenta significativament amb l’addicció de adobs orgànics
com els fangs de depuradora (Oliveira et al., 2009). Goebel et al. (2005) van trobar que quan més
hidrofobicitat presentava la MOS la taxa de mineralització disminuïa significativament, degut a
què quedava encapsulada dins dels agregats i disminuïa l’accessibilitat de la biomassa microbiana
del sòl a l’aigua, als nutrients i a l’oxigen. El caràcter hidrofòbic de la MOS, incrementat per
l’addicció dels fangs, ens permet sustentar la teoria que una fracció de la MO dels fangs pot
quedar en la matriu del sòl i que la seva hidrofobicitat ajuda a fer-la més resistent a la
mineralització (Mataix-Solera i Doerr, 2004). Aquest mecanisme constitueix, doncs, un sistema de
protecció addicional a la protecció física.
Recentment s’ha publicat un estudi (Cruz, 2010) sobre la incorporació de MO i els procesos
d’estructuració en runams de mines de carbó restaurats amb residus orgànics que ajuda a recolzar
la teoria de la persistència en el temps de la MO dels fangs de depuradora en els sòls restaurats i
com a possible responsable de l’augment de la seva estabilitat i millora de la capacitat de segrest
de carboni. En aquest treball es van utilitzar tècniques micromorfològiques i
55
micromorfomètriques per estudiar mostres de sòl inalterades, amb l’objectiu d’identificar els
components de la MOS i la seva distribució dins de la matriu del sòl. Les imatges obtingudes
mostren clarament la presència de restes de fangs de depuradora després de 13 anys de la seva
incorporació al sòl. Aquestes restes es poden trobar formant grànuls que es distribueixen entre els
components minerals, o bé incloses en els agregats del sòl, observació que sembla que corrobora
la nostra hipòtesi de la protecció per hidrofobicitat sumada a la protecció física (figura 6.1).
Els resultats que s’han obtingut en aquest treball permeten afirmar, doncs, que la matèria orgànica
que s’icorpora al sòl mitjançant l’aportació de fangs de depuradores no només s’hi conserva, sinó
que a més experimenta processos molt remarcables d’estabilització, fet que n’assegura la
conservació a llarg termini. En el context de l’ecologia de la restauració, aquest resultat és
important, ja que significa que la millora de la qualitat del sòl que s’ha assolit gràcies a l’esmena
Figura 6.1. Imatges que mostran les característiques descriptives i les diferentes formes de MOS, on es pot observar les restes de fangs que es senyalitzen amb la lletra L. Font: Cruz, 2010.
56
orgànica es podrà mantenir a llarg termini. Aquests resultats també tenen implicacions en relació
al canvi climàtic i a la capacitat del sòl per segrestar C, ja que demostren que aquest tipus
d’addicions orgàniques contribueixen de manera efectiva a incrementar l’estoc de C al sòl, i que a
més l’emmagatzematge es produeix en formes orgàniques estables.
Caldria, no obstant, investigar més a fons en quina mesura contribueixen els diferents
mecanismes d’estabilització de la MOS que aquí hem proposat com a compatibles amb els
nostres resultats, i quines pràctiques de maneig del sòl poden incrementar-ne la capacitat de
segrest de C.
57
7. CONCLUSIONS
Els continguts totals de matèria orgànica s’han mantingut pràcticament invariables durant els
17 anys posteriors a la incorporació de fangs de depuradora al sòl.
La proporció de matèria orgànica estabilitzada per protecció bioquímica a les parcel·les
tractades amb fangs de depuradora s’ha pràcticament duplicat durant el període de temps
considerat. Per contra, s’ha mantingut estable a les parcel·les control.
La taxa de mineralització de la matèria orgànica és menor com més alta hagi estat la dosi de
fangs incorporada al sòl. En conseqüència, el seu temps mitjà de residència és major a les
parcel·les tractades amb les dosis majors de fangs.
La major activitat heterotròfica del sòl de control es pot explicar per la presència d’una major
proporció de biomassa microbiana, i no hi ha cap indici que faci pensar en estrés de la
comunitat microbiana de les parcel·les tractades amb fangs.
El segrest de C que s’ha donat a les parcel·les tractades amb fangs de depuradora es deu a (i)
la conservació i augment de la MO recalcitrant, i (ii) la protecció d’una porció més o menys
rellevant de la MO làbil continguda amb els fangs de depuradora. Els resultats que s’han
obtingut són compatibles amb l’existència de mecanismes de protecció química que afectarien
tots els sòls per igual i mecanismes de protecció física i per hidrofobicitat, que afectarien en
major mesura els sòls tractats amb fangs de depuradora.
Els mecanismes d’estabilització bioquímica (humificació), química i física de la MOS s’han
vist potenciats per l’addicció de la MO dels fangs.
La utilització de fangs de depuradora en la restauració de sòls calcaris denudats sembla una
opció possible i econòmicament viable en el cas de la restauració de pedreres, i representa
una pràctica de conservació i gestió del territori molt interessant i prometedora en relació a
les polítiques de mitigació del canvi climàtic.
58
8. REFERÈNCIES Alcañiz J.M., Ortiz O. & Carabassa V. 2008. Utilització de fangs de depuradora en restauració. Manual d’aplicació en activitats extractives i terrenys marginals. Departament de Medi Ambient i Habitatge, Agencia Catalana de l’Aigua. Generalitat de Catalunya. Annabi M., Francou C. & Poitrenaud M. 2007. Soil aggregate stability improvement with urban composts of different maturities. Soil Science Society of America Journal 71, 413-423.
Anderson D. W. Saggar S., Bettany J. R. & Stewart J. W. B. 1981. Particle size fractions and their use in studies of soil organic matter: I. The nature and distribution of forms of carbon, nitrogen and sulfur. Soil Science Society of America Journal 45, 767-772. Anderson D. W. & Paul E. A. 1984. Organo-mineral complexes and their study by radiocarbon dating. Soil Science Society of America Journal 48, 298-301. Anderson T. H. 1994. Physiological analysis of microbial communities in soil: applications and limitations. In: K. Ritz, J. Gighton i K. E. Giller (eds.), Beyond the biomass. John Wiley and sons, British Society of Soil Science, Sayce Publishing. Baldock J. A. & Skjemstad J. O. 2000. Role of the soil matrix and minerals in protecting natural organic materials against biological attack. Organic Geochemistry 31, 697-710. Baldock J. A., Masiello C. A., Gélinas Y. & Hedges J. I. 2004. Cycling and composition of organic matter in terrestrian and marine ecosystems. Marine Chemistry 92, 39-64. Balesdent J. 1987. The turnover of soil organic fractions estimated by radiocarbon dating. The Science of the Total Environment 62, 405-408. Balesdent J. 1996. The significance of organic separates to carbon dynamics and its modelling in some cultivated soils. European Journal of Soil Science 47, 485-493. Barrow N. J. 1969. The accumulation of soil organic matter under pasture and its effect on soil properties. Australian, Journal of Experimental Agriculture and Animal 9, 437-445. Bird M.I., Veenendaal E., Moyo C., Lloyd J. & Frost P. 1999. Stability of elemental carbon in a savanna soil. Global Biogeochemical Cycles 13, 933-932. Bonmatí A., Silvestre G., Fernández B., Ferrer I. & Flotats X. Digestió anaeròbia de fangs. Estratègies per a millorar la producció de biogàs i balanç energètic. IV Jornades Tècniques de Gestió de Sistemes de Sanejament d’Aigües Residuals. Barcelona, 2009. Brodowski S., Rodionov A., Humaier L., Glaser B. & Amelung W. 2005. Revised black carbon assessment using benzene polycarboxylic acids. Organic Geochemistry 36, 1299-1310. Bundt M., Widmer F., Pesaro M., Zeyer J. & Blaser P. 2001. Preferential flow paths: biological ‘hot spots’ in soils. Soil Biology and Biochemistry 33, 729-738. Comelles L., Alcañiz J., Balanyà T., Bonmatí M.,Crespo E., De La Torre F., Llibreria J., Ortiz O., Pujolà M., Sort X. & Vaquero T. 1994. Aprofitament de fangs de depuradora en la restauració de
59
pedreres de calcària. Universitat Ramon Llull, Universitat Autònoma de Barcelona i Universitat Politècnica de Catalunya. Cruz J. I. 2010. Evaluación de las actividades de rehabilitación en suelos de escombrera de minas de carbón. Tesis Doctoral. Departamento de Medio Ambiente y Ciencias del Suelo. Universidad de Lleida. Degens B. P. 1997. Macro-aggregation of soils by biological bonding and binding mechanisms and the factors affecting these: a review. Australian Journal of Soil Research 35 431-459. de Jonge L. W., Moldrup P. & Jacobsen O.H. 2007. Soil-water content dependency of water repellency in soils: effect of crop type, soil management and physical-chemical parameters. Soil Science 172, 577-588. Eusterhues K., Rumpel C., Kleber M. & Köbel-Knabner I. 2003. Stabilisation of soil organic matter by interactions with minerals as revealed by mineral dissolution and oxidative degradation. Organic Geochemistry 34, 1591-1969. Emerson W. W. 1959. Stability of soil crumbs. Nature 183, 538. Feller C. i Beare M. H. 1997. Physical control of soil organic matter dynamics in the tropics. Geoderma 79, 69-116. Gleixner G., Poirier N., Bol R. & Balesdent J. 2002. Molecular dynamics of organic matter in a cultivated soil. Organic Geochemistry 33, 357-366. Goebel M.-O., Bachmann J., Woche S.K. & Fischer W.R. 2005. Soil wettability, aggregate stability, and the decomposition of soil organic matter. Geoderma 128, 80-93. Golchin A., Oades J.M., Skjemstad J.O. & Clarke P., 1994. Soil structure and carbon cycling. Australian Journal of Soil Research 32, 1043-1068. Guggenberger G., Christensen B.T. & Zech W. 1994. Land-use effects on the composition of organic matter in particle-size separates of soil: I. Lignin and carbohydrate signature. European Journal of Soil Science 45, 449-458. Hamer U. & Marschner B. 2005. Priming effects in soils after combined and repeated substrate additions. Geoderma 128, 38-51.
Hamer U., Marschner B., Brodowski S. & Amelung W. 2004. Interactive priming of black carbon and glucose mineralisation. Organic Geochemistry 35, 823-830. Hassink J. 1997. The capacity of soils to preserve organic C and N by their association with clay and silt particles. Plant and Soil 191, 77-87. Hedges J.I., Eglinton G., Hatcher P.G., Kirchman D.L., Arnosti C., Derenne S., Evershed R.P., Kögel-Knabner I., de Leeuw J.W., Littke R., Michaelis W. & Rullkötte J. 2000. The molecularlyuncharacterized component of nonliving organic matter in natural environments. Organic Geochemistry 31, 945-958. Kaiser K. & Guggenberger G. 2003. Mineral surfaces and soil organic matter. European Journal of Soil Science 54, 219-236.
60
Kaiser K., Eusterhues K., Rumpel C., Guggenberger, G. & Kögel-Knabner, I. 2002. Stabilization of organic matter by soil minerals-investigations of density and particle-size fractions from two acid forest soils. Journal of Plant Nutrition and Soil Science 165, 451-459. Kennedy M.J., Pevear D.R. & Hill R.J. 2002. Mineral surface control of organic carbon in black shale. Science 295, 657-660. Kleber M., Mertz C., Zikeli S., Knicker H. & Jahn R. 2004. Changes in surface reactivity and organic matter composition of clay subfractions with duration of fertilizer deprivation. European Journal of Soil Science 55, 381-391. Krull E.S., Baldock J.A. & Skjemstad J.O. 2003. Importance of mechanisms and processes of the stabilisation of soil organic matter for modelling carbon turnover. Functional Plant Biology 30, 207-222. Lamparter A., Bachmann J., Goebel M.-O. & Woche S.K. 2009. Carbon mineralization in soil: Impact of wetting-drying, aggregation and repellency. Elsevier, Geoderma 150, 324-333. Lavelle P., Blanchart E., Martin A., Martin S., Spain A., Toutain F., Barois I. & Schaefer R. 1993. A hierarchical model for decomposition in terrestrial ecosystems: application to soils of the humid tropics. Biotropica 25, 130-150. Leifeld J. & Kögel-Knabner I. 2001. Organic carbon and nitrogen in fine soil fractions after treatment with hydrogen peroxide. Soil Biology and Biochemistry 33, 2155-2158. Ludwig B., John B., Ellerbrock R., Kaiser M. & Flessa H. 2003. Stabilization of carbon from maize in a sandy soil in a long-term experiment. European Journal of Soil Science 54, 117-126. Lundström U.S., van Breemen N. & Bain D.C. 2000. The podzolization process. A review. Geoderma 94, 91-107. Lützow M. V., Kögel-Knabner I., Ekschmitt K., Matzner E., Guggenberger G., Marschner B. & Flessa H. 2006. Stabilization of organic matter in temperate soils: mechanisms and their relevance under different soil conditions. European Journal of soil Science 57, 426-445. Mataix-Solera J. & Doerr S.H. 2003. Hydrophobicity and aggregate stability in calcareous topsoils from fire-affected pine forests in southeastern Spain. Geoderma 118, 77-88. Mayer L.M. 1994. Relationships between mineral surfaces and organic carbon concentrations in soils and sediments. Chemical Geology 114, 347-363. Mayer L.M. 2004. The inertness of being organic. Marine Chemistry 92, 135-140. Merckx R., Hartog D.A. & Veen J. A. 1985. Turnover of rootderived material and related microbial biomass formation in soils of different texture. Soil Biology. Biochemistry 17, 565-569. Muneer M., & Oades J.M., 1989. The role of Ca–organic interactions in soil aggregate stability. III. Mechanisms and models. Australian Journal of Soil Research 27, 411-423.
61
Nelson D. W. & Sommers L. E. 1982. Total carbon, organic carbon, and organic matter. In: A. L. Page, R. H. Miller i D. R. Keeney (eds), Methods of soil analysis. Part 2. Chemical and microbiological properties. American Society of Agronomy, Soil Science Society of America. Madison, Wisconsin, USA. Nierop K.G.J., Jansen B. & Verstraten J.A. 2002. Dissolved organic matter, aluminium and iron interactions: precipitation induced by metal/carbon ratio, pH and competition. Science of the Total Environment 300, 201-211. Oades J.M. 1988. The retention of organic matter in soils. Biogeochemistry 5, 35-70. Oliveira B. Silva C.A., Barros E.M., Bettiol W., Guerreiro M.C. & Belizário M.H. 2009. Infravermelho na caracterização de ácidos húmicos de Latossolo sob efeito de uso contínuo de lodo de esgoto. Revista Brasileira de Ciência do Solo 33, 885-894. Ortiz O. 1998. Activitat biològica i revegetació en sòls de pedreres de calcària restaurats amb fangs de depuradora. Tesi de Doctorat. Departament de Biologia Animal, Vegetació i Ecologia. Universitat Autònoma de Barcelona. Ortiz O. & Alcañiz J.M. 2006. Bioaccumulation of heavy metals in Dactylis glomerata L. Growing in a calcareous soil amended with sewage sludge. Bioresource Technology 97, 545-552. Parton W. J., Ojima D. S., Cole C. V. & Schimel D. S. 1994. A general model for soil organic matter dynamics: Sensitivity to litter chemistry, texture and management. In Quantitative Modeling of Soil Forming Processes. Soil Science Society of America Journal, Special Publication 39, 147-167. Paul E.A., Collins H. P. & Leavitt S. W. 2001. Dynamics of resistant soil carbon of midwestern agricultural soils measured by naturally ocurring 14C abundance. Geoderma 104, 239-256. Paustian K., Parton W. J. & Persson J. 1992. Modeling soil organic matter in organic-amended and N-fertilized long-term plots. Soil Science Society of America Journal 56, 476-488. Paustian K., Collins H. P. & Paul E. A. 1997. Management controls on soil carbon. In Soil Organic Matter in Temperate Agroecosystems. Eds. E A Paul, K Paustian, E T Elliott and C V Cole. 15-49. Piccolo A. 2002. The supramolecular structure of humic substances: a novel understanding of humus chemistry and implications in soil science. Advances in Agronomy 75, 57-134. Quideau S. A., Chadwick O. A., Trumbore S. E., Jonhson-Maynard J. L., Graham R. C. & Anderson M. A. 2001. Vegetation control on soil organic matter dynamics. Organic Geochemistry 32, 247-252. Ridley A. M., Helyar K. R. & Slattery W. J. 1990. Soil acidification under subterranean clover (Trifolium subterraneaum L.) pastures in North-Eastern Victoria. Australian, Journal of Experimental Agriculture and Animal 30, 195-201. Rovira P. & Vallejo V. R. 2003. Physical protection and biochemical quality of organic matter in mediterranean calcareous forest soils: a density fractionation approach. Soil Biology & Biochemistry 35, 245-261.
62
Saggar S., Parshotam A., Sparling G.P., Feltham C.W. & Hart P.B.S. 1996. 14C-labelled ryegrass turnover and residence times in soils varying in clay content and mineralogy. Soil Biology and Biochemistry 28, 1677-1686. Scharpenseel H. W., Becker-Heidmann P., Neue H. U. and Tsutsuki K. 1989. Bom-Carbon, 14C-dating and 13C-measurements as tracers of organic matter dynamics as well as of morphogenetic and turbation processes. The Science of the Total Emvironment 81, 99-110. Schlesinger, W.H. 1995. An overview of the C cycle. In: Soils and Global Change. Eds. R. Lal, J. Kimble, J. Levin & B. A. Stewart). Lewis Publishers, 9-26. Schmidt M.W.I., Skjemstad J.O., Gehrt E. & Kögel-Knabner I. 1999. Charred organic carbon in German chernozemic soils. European Journal of Soil Science 50, 351-365.
Schwesig D., Kalbitz K. & Matzner E. 2003. Effects of aluminium on the mineralization of dissolved organic carbon derived from forest floors. European Journal of Soil Science 54, 311-322. Six J., Conant R.T., Paul E.A. & Paustian K. 2002. Stabilization mechanisms of soil organic matter: Implications for C-saturation of soils. Plant and Soil 241, 155-176. Sokoloff V.P. 1938. Effect of neutral salts of sodium and calcium on carbon and nitrogen in soils. Journal of Agricultural Research 57, 201-216. Solberg E. D., Nyborg M., Izaurralde R. C., Malhi S. S., Janzen H. H. & Molina-Ayala M. 1997. Carbon Storage in soils under continuous cereal grain cropping: N fertilizer and straw. In Management of Carbon Sequestration in Soil. Eds. R. Lal, J M Kimble, R F Follett and B A Stewart. CRC Press, 235-254. Sollins P., Homann P. & Caldwell B.A. 1996. Stabilization and destabilization of soil organic matter: mechanisms and controls. Geoderma 74, 65-105. Sort X. & Alcañiz J.M. 1998. Modification of soil porosity after application of sewage sludge. Soil & Tillage Research 49, 337-345. Sort X. & Alcañiz J.M. 2001. Application of X-ray microanalysis to study the distribution of organic waste in soil. Geoderma 104, 1-15. Sørensen L. H. 1972. Stabilization of newly formed amino acid metabolites in soil by clay minerals. Soil Science 114, 5-11. Theng B.K.G., Tate K.R. & Sollins P. 1989. Constituents of organic matter in temperate and tropical ecosystems. In: Dynamics of Soil Organic Matter in Tropical Ecosystems (eds D. C. Coleman, J. M. Oades & G. Uehara). NifTAL Project. University of Hawai, 5-32, Hawai.
Tipping E. 2002. Cation Binding by Humic Substances. Cambridge University Press, Cambridge.
Vaughan D. & Ord B. G. 1985. Soil organic matter. A perspective on its nature, extraction, turnover and role in soil fertility. In: D. Vaughan & R. E. Malcolm (eds) Soil Organic Matter and Biological Activity. Martinus Nijhoff / Dr W. Junk Publishers. Dordrecht.
63
Violante A. & Gianfreda L. 2000. Role of biomolecules in the formation and reactivity toward nutrients and organics of variable charge minerals and organomineral complexes in soil environments. In: Soil Biochemistry (eds J.-M. Bollag & G. Stotzky). Marcel Dekker, 207-270, New York. Wolters V. 2000. Invertebrate control of soil organic matter stability. Biology and Fertility of. Soils 31, 1-19. Zysset M. & Berggren D. 2001. Retention and release of dissolved organic matter in Podzol B horizons. European Journal of Soil Science 52, 409-421. Pàgines web oficials: Agència Catalana de l’Aigua. http://aca-web.gencat.cat/aca/appmanager/aca/aca/ - Consulta 2009 Departament de Medi Ambient i Habitatge. 2006. Activitats extractives. Generalitat de Catalunya. http://mediambient.gencat.cat/cat/el_medi/natura/extractives - Consulta 2009 Institut Cartogràfic de Catalunya (ICC). http://www.icc.es/ - Consulta 2010 Servei Meteorològic de Catalunya. Climatologia. El Gironès 1971-2000. http://www.meteo.cat/mediamb_xemec/servmet/index.html - Consulta 2010
64
9. ACRÒNIMS
ACA: Agència Catalana de l’Aigua
ANOVA: Anàlisi de variància
ARP: Activitat respiratòria potencial
BC: “black carbon”
C.E.E.: Comunitat Econòmica Europea
C-CHCl3: Carboni extractable amb cloroform
C-K2SO4: Carboni extractable amb sulfat de potassi
CMC: Coeficient de mineralització del carboni
CNH: Carboni no hidrolitzable
CO: Carboni orgànic
Corg total: Carboni orgànic oxidable total
COT: Carboni orgànic total
CREAF: Centre de Recerca Ecològica i Aplicacions Forestals
DARGISA: Depuradora d’Aigües Residuals de Girona
DEHP: Dietil-hexil ftalat
DOGC: Diari Oficial de la Generalitat de Catalunya
EDAR: Estació de depuració d’aigües residuals
FAO: Food and Agriculture Organization
ICC: Institut Cartogràfic de Catalunya
k: Taxa de mineralització de la MOS
LAB: Alquilbenzens lineals
LAS: Alquilbenzenosulfonats lineals
MO: Matèria orgànica
MOD: Matèria orgànica dissolta
MOP: Matèria orgànica particulada
MOS: Matèria orgànica del sòl
NPE: Nonil-fenols etoxilats
PAH: Hidrocarburs aromàtics policíclics
PCB: Bifenils policlorats i ftalats
PCDD/F: Dioxines i Furans
qCO2: Quocient metabòlic microbià
TMR: Temps mitjà de residència
UE: Unió Europea
65
10. ANNEXOS
10.1. Taules amb informació referent als fangs de depuradora
Taula 10.1. Composició mitjana, valor màxim, valor mínim i desviació estàndard d’una mostra àmplia dels fangs aeròbics i anaeròbics urbans produïts a Catalunya
Fangs anaeròbics
Paràmetres Mitjana Màxim Mínim Desviació est.
Matèria seca (%) 23,1 34,1 13 3,8 Matèria orgànica (%) 57,9 80,9 32,7 8,8 Grau d’estabilitat (%) 42,7 64,2 20,4 8,9
Nitrogen total (%) 4,37 6,76 2,01 0,95 Nitrogen amoniacal (%) 1,01 2,15 0,06 0,43
Fòsfor (%) 5,03 8,92 1,2 1,61 Potassi (%) 0,33 0,83 0 0,16
pH (unitats de pH) 7,8 8,7 6,7 0,4 Conductivitat (dS/m) 2,02 3,76 0,51 0,68
Fangs aeròbics
Paràmetres Mitjana Màxim Mínim Desviació est.
Matèria seca (%) 15,8 31,4 0,2 5 Matèria orgànica (%) 68,4 84 0,1 13,4 Grau d’estabilitat (%) 32,4 77 12,1 12,5
Nitrogen total (%) 4,03 9,89 1,36 1,67 Fòsfor (%) 4,03 10,19 0,86 1,58 Potassi (%) 0,55 2,6 0,12 0,29
pH (unitats de pH) 7,2 8,7 6,2 0,5 Conductivitat (dS/m) 1,64 4,54 0,1 93,77
Resultats expressats sobre matèria seca, excepte el grau d’estabilitat que es refereix a percentatge sobre la matèria orgànica. Mida de la mostra pels anaeròbics i aeròbics de 385 i 145 respectivament. Dades ACA,
any 2007.
Taula 10.2. Contingut mitjà (interval de confiança) de metalls pesants en fangs d’EDAR anaeròbics i aeròbics de Catalunya expressats en mg kg-1, i comparació amb els valors límit establerts en l’esborrany del document de treball
sobre fangs elaborat per la UE
Fangs anaeròbics
Metalls Mitjana Màxim Mínim Desviació est. Límits de l’esborrany UE
Zn 1.271,10 4.302,00 3,3 911,1 2.500
Cu 457,7 1.614,00 0,5 287,6 1.000
Ni 66,2 268 0,5 57,5 300
Pb 79,4 217 0,5 37,1 750
Cr 325,5 2.799,00 0,5 508,5 1.000
Cd 2,4 9 0,1 1,6 10 Hg 2 6,2 0,1 1,1 10
66
Fangs aeròbics
Metalls Mitjana Màxim Mínim Desviació est. Límits de l’esborrany UE
Zn 746,5 7.647,00 96 757,5 2.500
Cu 398,8 1.180,00 2,3 246,5 1.000
Ni 32,3 271 9 31,5 300
Pb 76 273 4 36,1 750
Cr 49,8 402 1,9 70,7 1.000
Cd 2,2 7,2 0,4 1,3 10
Hg 2,5 11,2 0,3 1,7 10 Mida de la mostra pels anaeròbics i aeròbics de 385 i 145 respectivament. Dades ACA, any 2007.
10.2. Normatives autonòmiques i estatals en matèria de gestió i de control de la
restauració dels sòls degradats per les activitats extractives
Ordre de 6 de juny de 1988, de desplegament parcial del Decret 343/1983, de 15 de juliol,
sobre normes de protecció del medi ambient d’aplicació a les activitats extractives.
Decret 67/1991, de 8 d’abril, pel qual s’assignen competències i funcions al Departament
de Medi Ambient.
Llei 12/1985, de 13 de juny, d’espais naturals.
Llei 6/1988, de 30 de març, forestal de Catalunya.
Decret 114/1988, de 7 d’abril, d’avaluació d’impacte ambiental.
Llei 3/1998, de 27 de febrer, de la intervenció integral de l’Administració ambiental.
Llei 4/2004, d’1 de juliol, reguladora del procés d’adequació de les activitats d’incidència
ambiental a allò que estableix la Llei 3/1998, de 27 de febrer, de la intervenció integral de
l’Administració ambiental.
Decret 50/2005, de 29 de març, pel qual es desplega la Llei 4/2004, d’1 de juliol,
reguladora del procés d’adequació de les activitats existents a la Llei 3/1998.
En l’àmbit estatal, la normativa que regula la restauració de les activitats extractives és:
Llei 22/1973, de 21 de juliol, de mines.
Decret 2857/1978, de 25 d’agost, de mines. Reglament general per al règim de la mineria.
Reial decret 2994/1982, de 15 d’octubre, sobre restauració d’espais naturals afectats per
activitats extractives.
Reial decret 1116/1984, de 9 de maig, sobre restauració d’espais naturals afectats per les
explotacions de carbó a cel obert i aprofitament racional d’aquests recursos energètics.
67
Ordre de 13 de juny de 1984, sobre normes per a l’elaboració dels plans d’explotació i de
restauració d’espais naturals afectats per les explotacions de carbó a cel obert i
l’aprofitament racional d’aquests recursos energètics.
Llei 29/1985, de 2 d’agost, d’aigües.
Reial decret 849/1986, d’11 d’abril, pel qual s’aprova el Reglament del domini públic
hidràulic, que desenvolupa els títols preliminars I, IV, V i VII de la Llei 29/1985, de 2
d’agost, d’aigües.
10.3. Procediments dels mètodes analítics utilitzats per a la caracterització del sòls
restaurats amb fangs de depuradora
10.3.1. Oxidació via humida
Una mostra d’entre 100 i 300 mg de terra deshidratada i triturada fins a un diàmetre aparent de
particula inferior a 0,02 mm es col·loca en un tub d’assaigs pyrex juntament amb 10 ml d’àcid
cròmic 0,4 N (19,616 g de K2Cr2O7 diluïts en 1 litre de mescla a parts iguals d’àcid sulfidric
H2SO4 i àcid fosfòric H3PO4 concentrats). La mostra es digereix a una temperatura de 150ºC
durant 10 minuts, després es refreda ràpidament en un bany d’aigua freda per aturar la digestió.
Un cop freda, es traspassa quantitativament a un erlenmeyer de 250 ml amb l’ajuda de 90 ml
d’aigua destil·lada i es valora l’excés de dicromat amb sal de Mhor 0,2 N.
La valoració utilitza com a indicador la difenilamina i el resultat es contrasta amb el blanc que
resulta de la digestió de 10 ml d’àcid cròmic. El càlcul del contingut de carboni orgànic es realitza
mitjançant la següent expressió:
Corg(%)= 1,2/n x(B-C)/B
On n: massa de sòl (g)
B: volum de sal de Mhor consumit pel blanc
M: volum de sal de Mhor consumit per la mostra
10.3.2. Hidròlisi àcida
Per a la hidròlisi àcida es va utilitzar 20 ml d’àcid clorhídric (HCl) 6M i una quantitat de mostra
compresa entre els 300-350 mg prèviament triturada. Les mostres van estar hidrolitzant-se durant
un període de 18 hores a 105º C. Seguit de la hidròlisi es va procedir al rentat de les mostres amb
aigua destil·lada per tal de separar d’aquesta els components hidrolitzats dels no hidrolitzables
mitjançant la separació del sobrenadant a les mostres després de la centrifugació. Una vegada
rentades les mostres es posen amb 20 ml d’aigua destil·lada en tubs per tal d’assecar-les a una
temperatura de 60ºC. Quan les mostres estan seques es procedeix a la valoració del contigut de
carboni no hidrolitzable (CNH) mitjançant el mètode de l’Oxidació per vía humida.
68
10.3.3. Fumigació i extracció
En el mètode de fumigació i extracció, la fumigació es realitza de la mateixa manera que en el
mètode de fumigació – incubació, amb la diferència de que els controls no fumigats s’extreuen
immediatament.
S’agafen dues mostres fresques compostes i per duplicat garbellades a 2 mm de diàmetre aparent,
d’uns 30-50 g de mostra de sòl seca, es col·loquen en pots de vidre de 100 ml. Una de les dues
mostres serveix com a control, i es fa una extracció amb 200 ml de K2SO4 O,5 M. L’altra es
col·loca en un dessecador (folrat amb paper de filtre humit per a mantenir la humitat) que conté
CHCl3 lliure d’etanol en el compartiment inferior.
Es fa el buit al dessecador fins que el CHCl3 entri en ebullició moment en el qual es tanca i es
col·loca en una cambra de cultiu a les fosques i a 25ºC durant 24h. Després d’aquest periode,
s’obre el dessecador, es treu el recipient amb CHCl3 i s’elimina el residual mitjançant buidatges
successius. Per tal de realitzar l’extracció la mostra es centrífuga i després es filtren. Els extractes
es conserven congelats a –30ºC fins al moment de l’ànalisi.
10.3.4. Oxidació via humida segons Vance et al. (1987)
El contingut de carboni orgànic als extractes (tant les mostres fumigades com les no fumigades)
es determina mitjançant l’oxidació per via humida segons Vance et al.(1987). S’agafa una alíquota
de 8 ml amb 2 ml de K2Cr2O7 66,7Mm més 70 mg d’òxid de mercuri HgO per tal de precipitar el
clorurs que intererien als croms quan es realitza la posterior valoració amb la sal de Mhor.
Seguidament s’afegeix 15 ml de mescla àcida (H2SO4 més H3PO4 en relació volumètrica 2:1
respectivament). La mescla es digereix a 150ºC durant 30 minuts i posteriorment es refreda en un
bany d’aigua freda. Un cop freda, es traspassa quantitativament a un erlenmeier de 250 ml amb
l’ajuda de 90 ml d’aigua destil·lada, i es valora l’excés de dicromat amb sal de Mhor 33,3 mM. La
valoració utilitza com a indicador fenantrolina. La quantitat de dicromat consumida per l’alíquota
és la diferència entre el que consumeix la digestió de 8 ml de K2SO4 0,5 M menys la que
consumeix la digestió de 8 ml d’extracte. El carboni extractable es calcula tot assumint que 1 ml
de K2Cr2O7 és equivalent a 1200 g de carboni. La biomassa microbiana de carboni, finalment, es
calcula a partir de la següent expressió:
BMC= 2,64 x Ec
On Ec: es la diferència entre el carboni extret de la mostra fumigada i el de la mostra no fumigada, tots expresats en g de carboni sobre g de mostra de sòl sec.
2,64: és el factor de conversió que cal utilitzar per tal de corregir els valor Ec a biomassa de carboni, s’ha utilitzat el proposar per Vance et al. (1987), donat que és el més adequat per la determinació del carboni oxidable amb dicromat de potassi en extractes amb sulfat de potassi (Joergensen, 1996). Però en aquest treball no es va calcular la BMC ja que no és l’objectiu principal evaluar-la directament.
69
10.3.5. Incubació i captació del CO2 amb NaOH
La incubació es va fer col·locant a l’incubador (pot de vidre hermètic de boca ample) 300 g
aproximadament de sòl frec (humit) i s’ha li va posar a dintre un vaset de plàstic amb 10 ml de
NaOH 1M per a posteriorment incubar-lo a 25ºC i a les fosques. Anotat dia i hora de la
incubació per així tenir el temps d’incubació. Durant el periodo d’incubació, el CO2 produït és
capturat per la solució d’hidròxid de sodi segons la següent expressió:
2NaOH +CO2 Na2CO3 + H2O
Per a la valoració de la solució d’hidròxid de sodi es treu el vaset de plàstic i s’ha li afegeix 10 ml
de la solució de clorur de bari BaCl2 0,5M per tal de precipitar el carbonat de sodi.
Na2CO3 + BaCl2 BaCO3 + 2NaCl (precipita)
Valorar en el mateix vaset l’excés de NaOH romanent amb HCl 0,5M utilitzant fenolftaleïna com
a indicador. Anotar el volum d’àcid consumit en la valoració.
NaOH + HCl NaCl + H2O
D’aquesta manera la concentració de HCl és equivalent a la concentració de CO2 produïts en la
respiració microbiana. La producció de CO2 es pot calcular com s’indica en la següent expressió:
Respiració (mg C-CO2)=(B - M)x0,5x6
On B: ml d’HCl consumits pel blanc M: ml d’HCl consumits per la mostra 0,5: Molaritat de l’HCl 6: Pes equivalent del carboni en la reacció de captació
70
10.4. Document del tercer Draft de la Directiva Comunitària sobre la utilització de
fangs de depuradora
71
72
73
74
75
76
77
78
79
80
81
82
83
84
85
86
87
88
89
10.5. Pressupost del projecte
Concepte Cost (€)
Desplaçaments (2 dies de camp x 240 km x 0.19 € km-1) 91.20
Hores de treball (9 mesos x 14 dies/mes x 3 hores/dia x 12 €/h ) 4536.00
Anàlisis matèria orgànica total (90 mostres x 17 €/mostra) 1530.00
Anàlisis matèria orgànica resistent (90 mostres x 22 €/mostra) 1980.00
Anàlisi respiromètrica (72 mostres x 11 €/mostra) 792.00
Anàlisis carboni extractable (72 mostres x 28 €/mostra) 2016.00
Material de vidre 350.00
Altre material fungible (envasos mostres...) 650.00
Impressió de documentació 275.00
TOTAL 12 220.20
Universitat Autònoma de Barcelona
Departament de Biologia Animal, de Biologia Vegetal i d’Ecologia
Unitat d’Ecologia
Edifici C – Campus de la UAB – 08193 Bellaterra (Cerdanyola del Vallès) – Barcelona. Spain Tel.: 34 – 93 581 27 27 — 34 – 93 581 26 18 — Fax: 34 – 93 581 13 21 — 34 – 93 581 20 03
www.uab.cat
Josep Oriol Ortiz i Perpiñà, professor lector d’edafologia i química agrícola de la Universitat Autònoma de Barcelona,
informa
Que Carmen Rosa Medina Carmona ha realitzat al laboratori de sòls de la Unitat d’Ecologia (Departament de
Biologia Animal, Biologia Vegetal i Ecologia) de la Universitat Autònoma de Barcelona el projecte que porta
per títol Avaluació de la capacitat de segrest de carboni a un sòl restaurat amb fangs de depuradora:
Estabilitat de la matèria orgànica. Aquest treball constitueix la memòria del seu projecte de final de carrera
de la llicenciatura de Ciències Ambientals a la Universitat Autònoma de Barcelona, i té la meva total
aprovació per a ser presentat.
Que el projecte que ha desenvolupat Carmen Rosa Medina s’ha fet amb tot el rigor i l’exigència que aquest
tipus de treball requereix, i aporta informació –no reportada anteriorment per la bibliografia sobre la
matèria– sobre la dinàmica de la matèria orgànica del sòl en sòls restaurats amb fangs de depuradora. Les
seves conclusions tenen implicacions tant en el camp de l’ecologia de la restauració com en l’avaluació de la
capacitat del sòl per segrestar carboni, que és una de les estratègies proposades en la lluita contra en canvi
climàtic.
Que Carmen Rosa Medina ha demostrat un gran interès i capacitat en totes les etapes de desenvolupament
del seu projecte: formulació d’hipòtesis, prospecció i presa de mostres en el treball de camp, utilització de
mètodes i equips analítics al laboratori, anàlisi i interpretació dels resultats, confrontació de bibliografia sobre
la matèria, validació d’hipòtesis i extracció de conclusions. Durant aquest temps, la seva competència per al
treball autònom en totes les facetes del projecte i la seva habilitat per al treball col∙laboratiu en el si d’un
equip de treball han quedat també més que certificades. També són destacables de manera positiva les seves
aportacions en diversos aspectes relacionats amb el treball que ha fet (cerca autònoma de bibliografia
actualitzada, planificació de la feina, organització dels espais de treballs, etc.).
En conseqüència, i en base a les argumentacions exposades més amunt, considero que el treball ha estat finalitzat
amb èxit, que els seus resultats aportaran coneixement nou en la matèria que ha estudiat, i que està per tant,
perfectament preparada per a la seva defensa.
Bellaterra (Cerdanyola del Vallès), 30 de juny de 2010
Oriol Ortiz
